温度影响条件下城市生活垃圾渗滤液运移研究

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西南交通大学硕士学位论文温度影响条件下城市生活垃圾渗滤液运移研究姓名：肖再亮申请学位级别：硕士专业：环境工程指导教师：黄涛20080501 西南交通大学硕士研究生学位论文第1I页AbstractThehydrauliccharacteristicsofthelandfillbodyandthephysicochemicalpropertycharacteris-ticsvariedwiththebiochemicaldegradationofthemunicipalsolidwaste，whichincreasedthedifficultyoftheleachatemigrationdiscipline．Bymeansoftheoreticalanalysis，simulatedexperimentandnumericalsimulation，theeffectofbiodegradationonthesolidmatrixofthelandfillbodyandthecharacteristicsofleachatewereanalyzed．Thentheauthorstudiedthewaterandsolutemigrationdiscipline．consideringthedegradationoflandfillbody．Basedonthedynamicsofwater．theauthorfirstanalyzedthebasictheoriesofleachatemigrationinlandfillbody，includingthemechanismsofwaterandsolutemigrationinlandfillbody．Thenthesimulatedexperimentwasconducte也analyzingtheinitialcharacteristicofthemunicipalsolidwaste，thelandfillsettlement,leachatedensityandthedominantpollutantsconcentrationinleachate．Basedontheexperimentalstudyandtheoreticalanalysis，theeffectofdegradationoforganicwasteundertemperatureonleachatemigrationWasstudiedfromtheaspectsofthesolidmatrixofthelandfillbodyand‘thecharacteristicsofleachate．Therelativethermodynamictheorieswereemployedinthisthesis，theeffectoftemperatureontheequilibriumconstantofthetypicalanaerobicdegradationreaction(themethanefermentationphase)andestablishedthequantitativeformulabetweentheequilibriumconstantandthetemperature．Also，theauthorprimarilydiscussedtheeffectmechanisemoftemperatureinlandfillbody．。Based011analyzethetheoriesofpermeabilitycoefficient--Kozeny-Carman．Theauthortakeinthetheoriesofexperimentsondifferenttemperatureincludingwatertemperature、rocktemperatureandtemperaturegradsunderthedefinitepress，andanalyzedeffectontheleachatetemperature、wastetemperatureandtemperaturegrads．Finallytheeffectformulateofthetemperaturetopermeability 西南交通大学硕士研究生学位论文第1lI页coe伍cientoflandfillundertheleveloffofseepage．Takinginaccountofthevarietyofporosityandhydraulicconductivityintheprocessofthedegradationoforganicwaste，thewaterandsolutemigrationmodelinlandfillbodywasestablished．Theone-dimensionalcompressmodelwasemployedinthisthesis．Atthesametime，takingtheCODconcentrationinleachateasanexample，themigrationequationoforganicpollutantsinleachateWasestablishedtakinginaccountofdegradationoforganicwaste．Theleachatequantitywaspredictedbythemathematicalmodel．Theresultsshowedthatduetotheobviousheterogeneousofthemunicipalsolidwasteinlandfilli11tlleinitialtime，theexperimentalvalueandthepredictedvaluehadsomedifference．Butinthelatertime，theexperimentalvalueandthepredictedvaluewascloser．Thisresearchexertspositiveeffectsonthepredictionofleachatequantityandqualityinlandfillandeffectivecontrolmeasuresforleachatepollution．KeyWords：municipalsolidwaste；landfill；tempration；leachatemigration；numeficalmodel 西南交通大学学位论文版权使用授权书本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，同意学校保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版，允许论文被查阅和借阅。本人授权西南交通大学可以将本论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复印手段保存和汇编本学位论文。本学位论文属于1．保密口，在年解密后适用本授权书：2．不保密√，使用本授权书。(请在以上方框内打“√”)学位论文作者签名：百露壳指导老师签名：日期：J椭．多．2，日期：j∥旷才．∥．L 西南交通大学学位论文创新性声明本人郑重声明：所呈交的学位论文，是在导师指导下独立进行研究工作所得的成采。除文中已经注明弓|用的内骞外，本论文不包含任何其他个入或集体已经发表或撰写过的磷究成果。对本文的研究做出贡献的个人和集体，均已在文书作了明确的说明。本人完全意识到本声明的法律结果由本人承担。本学位论文的主要创新点如下：1．在分析渗透系数理论模型(Kozeny-Catman)的基础上诺鉴永温和岩体温度、湿度梯度对岩体渗透热能的影响试验理论分橱了渗滤液温度和垃圾体温度、温度梯度对渗透系数的影响。建立了稳定渗流条件下的温度对垃圾体渗透系数的影响关系式。2．建立垃圾渗滤液水分及溶质运移一维模型，考虑了垃圾降解过程中填理体孔隙度帮渗透系数熬变纯。 西南交通大学硕士研究生学位论文第1页1．1问题的提出第1章绪论随着人类社会经济的发展，城市化进程的加快，城市人口的急剧增加，城市生活垃圾也随之大量增加，由于其产生恶臭、孳生蚊蝇、传染疾病，严重影响了城市的环境卫生并威胁着人们的身体健康，因此，城市生活垃圾问题已成为当今世界严重的公害之一。目前，我国城市生活垃圾人均年产量达到440kg，而且城市垃圾总量以每年8％～10％tlJ的速度增长，2005年全国生活垃圾清运量达1．95亿吨【2】，而且，可以肯定的是这一数字还会增加。城市垃圾处理的方法主要有堆肥法、填埋法、焚烧法等，在这传统的城市生活垃圾三大类处理方式【3】中，填埋处理技术由于建设投资少、处置能力大、运行管理费用低、技术要求不高，而且可以回收填埋气等特点，而被国内外广泛采用，我国几乎90％以上是采用填埋法处理城市生活垃圾的。填埋法处理城市生活垃圾会产生大量污染物浓度高、持续时间长、流量极不均匀且水质变化大的渗滤液。而这些渗滤液如不加处理则很有可能成为地下水污染的一个源头，对周围环境产生二次污染，为了控制和治理垃圾渗滤液，需要进行对垃圾渗滤液运移规律的研究。‘在填埋场运行和封场几十年乃至更长的时间段后，填埋垃圾才能达到有效的降解，使填埋场稳定化。在这个阶段，渗滤液的质量或产生速率存在着显著变化。因此，为了得到更准确的渗滤液水量、水质，及其随时间变化情况，对填埋场内垃圾渗滤液运移的研究特别重要。尤其是以渗滤液循环回灌为核心的生物反应器填埋技术，主要通过控制填埋垃圾体内的水分来优化填埋场内的垃圾降解环境，更需通过填埋场水分运移的数值模拟掌握场内水分分布情况。对于垃圾渗滤液运移这一领域的研究，由于填埋垃圾成分的复杂性，且受科技发展水平的限制，在传统的研究方法中，只是单纯的研究垃圾的降解、垃圾降解过程中降解体温度的变化或是垃圾体内水分的运移而很少关注到在温度影响条件下的垃圾渗滤液产生和运移的研究。因此，研究温度影响条件下有机垃圾降解对填埋体(渗透率、沉降量等)的影响和对垃圾渗滤液的特性的影响，分析和研究垃圾渗滤液的产生和运移规律，对垃圾渗滤液运移规律研究的发展和对预测和监控垃圾渗滤液的产生量、水质情况，防止垃圾渗滤液对环境的二次污染有一定的理论意义和实际应用价值。 西南交通大学硕士研究生学位论文第2页1．2渗滤液的研究现状1．2．1渗滤液的产生·垃圾渗滤液是指垃圾在填埋和堆放过程中由于垃圾中有机物质分解产生的水和垃圾中的游离水、降水以及入渗的地下水，通过淋溶作用形成的污水。垃圾渗滤液是一种成分复杂的高浓度有机废水，水质和水量在现场多方面的因素影响下波动很大。。垃圾渗滤液的产生受多方面因素的影响，垃圾渗滤液有四个主要来源【4】-【6】：①垃圾自身含水。②垃圾生化反应产生的水。③地下潜水的反渗。④大气降水。垃圾含水47％时，每吨垃圾可产生O．0722t渗滤液，生化反应产生的水要少得多。大气降水具有集中性、短时性和反复性，未及时引流的降水渗过垃圾层形成的渗滤液占总量的绝大部分。因此，填埋场渗滤液的产生量通常由上述等因素相互作用共同决定，并受其他一些因素制约【7J。垃圾填埋场中的水分循环示意图如图1．1瞵J。②④m：+①：，、、三；⋯⋯-◆⑤、、．壶：⋯⋯。◆⑨一i■一——：牟垃圾层．⑥：l●-③L工⋯⋯一◆⑦①——场外径流②——降水③——地下水入侵④——蒸发⑤——地表径流⑥——垃圾分解⑦——渗滤液图1．1垃圾填埋场中的水分循环示意图1．2．2渗滤液的组成特征及理化特性垃圾渗滤液成分中含有的污染物质可分为5类：(1)溶解性有机物(dissovledorganicmaaer，以TOC、COD或BOD表征)，其浓度可达上万mgDOCL～，包括挥发性脂肪酸、大量的难溶化合物 西南交通大学硕士研究生学位论文第3页如腐殖质类高分子的碳水化合物及中等分子量的灰黄霉酸类物质[9,10】。郑曼英等⋯】从垃圾渗滤液中检出77种主要有机污染物，其中芳烃类29种、烷烃烯烃类18种、酸类8种、酯类5种、醇酚类6种、酮醛类4种、酰胺类2种、其他5种。77种有机污染物中己被确认的可疑致癌物1种，其相对含量位于77种有机污染物之首，促癌物辅致癌物5种。(2)微量金属元素渗滤液中含有多种金属离子如Fe、Mu、Cr、Ni、Pb、Zn等，其浓度与所填埋的垃圾类型、组份及时间密切相关，其中铁的浓度可高达2820mg．L．1，铅的浓度可高达2mg．L-1，锌的浓度可高达370mg．L-1【12】。。城市生活垃圾渗滤液而言，金属离子的浓度通常是比较低的；但对工业垃圾和生活垃圾混合填埋的垃圾场来说，重金属离子的溶出量将会明显增加。(3)渗滤液中常见的元素和离子主要有：氨氮、硝态氮、NH3C03玉、S042。、C1。等。垃圾填埋场渗滤液的含磷量通常较低，尤其是溶解性的磷盐浓度更低。渗滤液中溶解性磷酸盐主要以Ca50H(P04)3形式存在。渗滤液中的C浓度和总碱度水平均很高，可分别达到7000和2000mg／L，而总磷(TP)的浓度仅O～125mg／L。渗滤液中的溶解性磷酸盐含量受到Ca2+浓度和碱度水平的影响较会导致渗滤液生物处理中的缺磷问题。“中老年"填埋场渗滤液中很高的NH4-N度是其重要水质特征之一，也是导致其处理难度增大的一个重要原因。(4)微生物。垃圾中含有大量的微生物，它们对垃圾的降解起着重要作用。这些微生物一部分是垃圾本身含有的；由于填埋场条件比较适宜于微生物的生长繁殖。因此不同种类的微生物在垃圾降解过程中得以大量繁殖生长；此外如果采取污泥回灌等措施，也将引入大量的微生物。渗滤液中微生物的种类与填埋场垃圾中所含的微生物种类基本相同，主要含有亚硝化细菌和硝化细菌、反硝化细菌、脱硫杆菌、脱氮硫杆菌、铁细菌、硫酸盐还原菌以及产甲烷菌7类细菌。(5)固体物。渗滤液中含有较高浓度的溶解性固体。这些溶解性固体在渗滤液中的浓度通常随填埋时间延长而变化，一般在填埋6个月至2．5a达到峰值(总溶解性盐可高达10000rag／L)，同时含有高浓度的Na+、K+、el一、S042。等无机类溶解性盐。此后，随着填埋时间的增加，这些无机盐类的浓度逐渐下降，直至达到最终稳定。渗滤液的水质随垃圾组分、当地气候、水文地质、填埋时间和填埋方式等因素的影响而有显著不同。直接与污染物溶出率有关的因素有垃圾特性、微生物生长特性、大气降水等，间接影响因素有垃圾填埋场温度、垃圾填埋 西南交通大学硕士研究生学位论文第4页深度、垃圾初始含水率等。总体来说，渗滤液具有以下的特征[6,7,13,14】：1、有机污染物种类多，水质复杂，危害性大。一般而言，垃圾渗滤液中的有机物可分为三类，即：①低分子量的脂肪酸类：②腐殖质类高分子的碳水化合物：③中等分子量的黄腐酸类物质。对相对不稳定的填埋过程而言，大约有90％的可溶性有机碳是短链的可挥发性脂肪酸，其次是黄腐酸类；而相对稳定的填埋过程，易降解的挥发性脂肪酸随垃圾的填埋时间而减少，难生物降解的黄腐酸类的比重则增加。2、有机物浓度高且变化范围大。垃圾渗滤液中的COD和BOD5浓度最高可达几万mg／L，与城市污水相比，浓度极高。pH值达到或略低于7，低分子脂肪酸的COD占COD总量的80％以上，BOD5与COD比值为0．5"-"0．6。。3、氨氮含量较高。氨氮浓度随填埋时间的延长而升高，最高可达1700mg／L。渗滤液中氨氮浓度过高时，会影响微生物的活性，降低微生物处理的效果。4、金属离子含量较高。渗滤液中含有10多种金属离子，其含量与所填埋的垃圾组分及时间密切相关。由表1．1可知，一些金属离子例如Fe和Ca离子的浓度可达每升水数千毫克。5、总溶解性固体含量较高。这些溶解性固体通常随填埋时间的延长而变化，在0．5～2．5年间达到高峰值，同时含有高含量Na+、K+、CI。、S042-等无机类溶解性盐和铁、镁等。此后，随填埋时间的增加含量逐渐下降，直至达到最终稳定。。’6、色度深，有恶臭7、水质变化大渗滤液水质取决于垃圾特性、填埋时间长短、气候条件和填埋场构造方式，所以变化规律较难确定。①暴雨季节，垃圾填埋场是很大的雨水汇集场所，渗滤液水质有恶化的倾向。②填埋初期，COD、BOD5浓度高，可生化性强，挥发性脂肪酸占有机成分的主要部分；随填埋时间的延长(5年以上)，由于新鲜垃圾逐渐变为陈腐垃圾，其PH值接近中性，COD和BOD5浓度有所降低，BOD5／COD比值减小，氨氮浓度增加。③填埋场构造方式对水质影响较大。对好氧填埋，挥发性脂肪酸含量少， 西南交通大学硕士研究生学位论文第5页填埋结束后，有机物浓度急剧下降；对厌氧填埋，有机物浓度在填埋结束后并不急剧下降。8、营养元素比例失调对于生化处理，污水适宜的营养元素比例是BOD5：N：P=100．5：1，而一般的垃圾渗滤液中BOD5／TP大多大于300，与微生物生长所需要的磷元素相差较大。9、其他特点渗滤液在进行生化处理时会产生大量泡沫；由于渗滤液中含有较多难降解有机物，一般在生化处理后，COD浓度仍在500""2000mg／L范围内。表1．1渗滤液中的污染物及其浓度变化范围注：除pH和大肠菌群值外，其他项目单位均为mg／L；TS一总硫；TCr总铬；Ⅵ．A一挥发性脂肪酸。1．2．3渗滤液产生量计算方法综合国内外计算渗滤水量的方法，基本上有以下几类t水量平衡法(以水量平衡为基础的多因素法【4】；以垃圾填埋场为主体，根据进出水量平衡计算法[16】、经验公式法【l51、经验统计法【15】、经验一合理式、根据垃圾产量进行类比分析计算法以及针对山谷型垃圾填埋场的计算方法。(1)水量平衡法‘其基本原则就是考虑产生渗滤液的各种影响因素，然后综合得到某个时段渗滤液产生量。该法概念明了，应用简单，并能基本反映出填埋场内水分的时空分布，因而在国内外填埋场设计中得到较为广泛的应用。但该法没有考虑填埋场内水分的运动过程，计算出的渗滤液量偏高。根据填埋场水量平 西南交通大学硕士研究生学位论文第6页衡状况可得下式【r7】．L=P(1-R1一E一△S(1—1)式中：．三一垃圾渗滤液水量；尸L填埋场区域的降水量；R一地表径流系数；B一地表及植物蒸发水量；笛一垃圾层及覆土层的饱和持水量与原内含水量之差。根据水量平衡法，美国国家环保局提出了垃圾填埋场渗滤液产量的水文评价模型(HELP模型，HydrologicEvaluationofLandfillPerformance)[18,19】，该模型可根据需要选择日、月、或年降雨量，用SCS径流曲线数值法计算径流量，对限定的土壤水分条件用修正Penman方法估计其蒸腾散发量，但没有考虑地面水流和地下测向水流。Khanbilvardi等人根据水量平衡提出了FILL‘(FlowInvestigatio)模型【201，该模型考虑到填埋．nforLandfillLeachate场表面平整度和坡度，运用水文学的运动波方程计算地表径流，采用由Haverkamp提出的基于Philip方程得下渗方程计算下渗率，考虑了含水率、水力传导度和表面积水深度对下渗的影响。HELP模型和FILL模型都是以水文学基本原理为依据，综合考虑了水量平衡和水分在填埋场内的运动，通过对填埋场水分迁移各个环节的平衡计算，得到渗滤水量，区别在于计算因素的包容量和经验公式的形式。(2)经验公式法日本填埋场设计指南所推荐的主因素相关法是典型的经验公式。它假设渗滤水量主要取决于降雨量和蒸发量，同时认为蒸发量变化比降雨量小很多，渗滤水量由降雨量确定，可用下式表示：Q=1／lOOOxlx(Q×4+C：×4)(1-2)式中：Q一渗滤液产生量，m3／d；j一降雨量，mm／d；丘一正在填埋及未排除表面水的区域面积，m2；以一填埋完成区及排除地表水的区域面积，n12；C1、C，一与4、‘以相对应的入渗系数。该方法适用于填埋场没有表层阻水层，且能取得相对规模调节设备容量的场合，但没有考虑垃圾降解产水对渗滤液的影响，同时忽略了覆土土质和排水坡度、垃圾种类、降雨强度及土壤前期含水量对C1、G的影响。 西南交通大学硕士研究生学位论文第7页(3)经验统计法通过实测相邻地区已建填埋场渗滤液产生量，推算出单位面积产量g，然后计算渗滤液的产生量，计算公式如下：Q=qxAxl0‘4(1-3)式中：Q一渗滤液流量，m3／d；g一单位面积渗滤液产生量，m3／(m2·d)：么一填埋场面积，m2。1．2．4垃圾渗滤液运移模型的研究进展对于城市生活垃圾渗滤液运移规律这一领域的研究，国外最早始于20世纪30年代【211，且在20世纪70年代就开展了以预测渗滤液产生速率及其水质为目标的填埋场水分运移数学模型的研究【l81，目前国内外又开展了一些以模拟渗滤液循环回灌条件下水分分布为目标的填埋场水分运移模型研究，对控制填埋垃圾体内的水分，优化垃圾体内的垃圾降解环境，加速垃圾的稳定化有十分重要的意义。1975年，美国Salem国家工程师办公室的学者Sweet在对一处置量为547000t的木材加工废料填埋场历时2年的环境监测中，对垃圾渗滤液的产生、运移及对周围地下水的污染进行了研究【z21。1982年，Straub等假定垃圾体为各向同性均匀介质，建立了非饱和流污染物的溶解运移降解模型【231。1984年，Korflatis等同样在假定垃圾体为均匀多孔介质的基础上建立了非饱和流水分运移模型，并采用一直径56．5cm、高182．9cm的模拟填埋柱进行了为期200d的模拟实验，对模型进行校正【24|。20世纪80年代中期，美国环境保护局和美国陆军水力实验站开发了一套测试填埋场性能的准二维准稳定流水文平衡计算模型，HELP模型，通过同时求解达西定律和连续性方程，得到填埋场内水分及其分布的变化，开创了垃圾渗滤液运移规律研究进程中的重要里程碑【9,10】。1992年，美国学者Khanbilvardi和Ahmed等，根据水分饱和程度的差异，将填埋场内部分为上部非饱和区和底部饱和区，同时考虑填埋场内部水分的竖向运动和侧向运动，将水分的运动模型扩展为二维形式，建立了FILL模型【15,25】。1996年McDougall运用各种渗流理论对渗滤液在工程垃圾填埋场内饱和与非饱和带中的运移行为进行了模拟研究[26】；同年，McCreanor等将修改后的美国地质局的二维饱和一非饱和非稳定流数学模型SUTRA(Saturated．UnsaturatedFlowandTransportmodel)用于模拟回灌条件下水分在竖直剖面上的运动【27’列J。1998年，Berglund等通过现 西南交通大学硕士研究生学位论文第8页场分析揭示了垃圾填埋体中渗滤液和填埋气间的耦合作用，并对垃圾体中的水一气多相流运移进行了理论模拟【z引。2001年，g：jeldsen描述了填埋场中有机化学物质在渗滤液、气体和固体废物中的分布，并建立了MOCLA(ModelforOrganicChemicalsinLandfills)模型，预测了化学物质随渗滤液和填埋气体的排放及在填埋场中降解和转化的情况p01。2002年韩国学者Dho，NamYung等通过HELP模型计算填埋体内各垃圾层及中间填土隔层水力传导率基础上，应用水均衡方法对垃圾填埋场的渗滤液水位进行了预测和分析【31】。2003年，王洪涛等将描述回灌条件下的填埋体内水分运动模型扩展为三维的形式，同时考虑到垃圾的不均匀性，建立了非均匀介质的饱和一非饱和流非稳定三维数学模型【321。1．3本文的研究内容、研究目标及研究思路1．3．1研究内容(1)、在温度影响条件下填埋体的渗透性能的研究①、理论分析成都长安垃圾填埋场的垃圾成分，把垃圾填埋体作为一种特殊的多孔介质研究，主要探讨垃圾体的含水量、孔隙率、渗透性等水力学特性；：②、填埋体温度的变化对渗流介质的影响研究，即研究温度对垃圾体降解的作用，从而分析温度作用下垃圾有机组分厌氧降解引起的固体骨架及渗透率变化；(2)、研究温度影响条件下垃圾填埋体中渗滤液的运移；根据垃圾填埋体的热物理化学性质以及渗滤液的热物理化学性质，探讨温度对渗滤液产生和运移的影响机理：(3)基于垃圾有机组分生化降解对渗滤液运移的影响作用分析，建立垃圾渗滤液水分及溶质运移的动力学数学模型，并进行数值求解。．1．3．2研究目标通过对垃圾厌氧降解过程中主要成分变化的分析，研究温度对垃圾厌氧降解的影响，确定在温度作用下垃圾厌氧降解过程对垃圾填埋体的渗透特性的改变对渗滤液的运移影响。从而为控制和减少垃圾渗滤液对环境造成二次污染及加快垃圾填埋场稳定化进程的措施提供一定的理论基础。 西南交通大学硕士研究生学位论文第9页1．3．3研究思路1．3．3．1采取的研究方法本课题采用理论分析和物理模拟相结合的研究方法，以正在运营的成都长安城市生活垃圾填埋场一、二期工程为研究对象，结合导师的国家自然科学基金项目(40302033)《温度一渗流一化学耦合条件下城市生活垃圾渗滤液产生及运移规律研究》开展研究工作。拟采取的研究方法如下：(1)理论分析方法：系统研究城市生活垃圾卫生填埋场中有机垃圾厌氧降解过程及温度对各降解阶段的影响，结合土壤中水分运移及岩体水力学中温度和渗流的研究分析垃圾体中渗滤液的运移；(2)物理模拟方法：模拟试验研究温度对垃圾柱中垃圾的降解行为对填埋场中有机垃圾降解各阶段的影响，不同降解阶段时，垃圾中有机组分的降解情况，渗滤液产生量、渗滤液中有机物的浓度，并通过监测数据及其分析结果校验模型。(3)数值模拟的方法：用现代渗流力学、地下水水力学，热传导学、热力学等理论建立渗虑液的运移随温度变化的规律并建立渗滤液运移的模型。1．3．3．2技术路线’本课题的技术路线以理论研究和物理模拟为基础，确定渗透系数随温度变化关系，最后把得出的结论再反馈到实际问题中检验，研究过程遵循“资料收集一理论分析一现场调研一物理模拟一参数确定一结合实际理论分析"的研究思路。拟采取的技术路线如下：如图1．2： 西南交通大学硕士研究生学位论文第1O页图1-2技术路线图 西南交通大学硕士研究生学位论文第11页第2章关于渗滤液运移基本理论渗滤液在填埋介质中的运移其实是水的渗流问题。填埋介质，由填埋场内人工填入的生活垃圾和覆盖物质所构成，并以垃圾体为主，具有多孔介质的一般性质，可运用多孔介质中水分及污染物运移动力学对代表性单元体的水分运移和污染物迁移规律进行研究。填埋作业时，中间覆土厚度一般为20．--,30cm[33】，远小于单元垃圾高度，因此本论文忽略中间覆土层的影响，主要研究渗滤液在垃圾多孔介质即垃圾体中的运移规律。与天然地质介质相比，垃圾土有其特殊性，主要表现为：(1)受压实和有机物降解过程的影响，垃圾土的渗透性质随填埋时间变化。(2)填埋垃圾密度比地质介质小，可压缩性大，在自身重量和上覆压力作用下发生压缩形变，若回灌渗滤液可加速变形过程。(3)垃圾成分复杂，具有非均质性，但对于给定垃圾填埋场而言，非均质性变化通常不大。(4)填埋垃圾易与周围介质发生一系列的物理化学及生化反应，经微生物的分解作用产生的可溶性物质和细小微粒更易受水分的淋滤作用而溶出。(5)随填埋作业的进行，填埋介质范围扩大，存在可变域问题。2．1填埋场水分运移机理2．1．1弥散理论2．1．1．1水动力弥散的弗克(Fiek)定律溶混于流体中的物质在介质中的输运是以运动的流体为媒介的，而流体的运动又是在稽核结构非常复杂的裂隙、孔隙中进行的。这种特殊条件造成了流体动力弥散这一特殊现象。这是一个非稳定的、不可逆转的过程。这一过程是随时间变化的，并且不可能用逆转流动来返回到示踪剂的初始分布。流体动力弥散是一种宏观现象，但其根源却在于介质体的复杂微观结构与流体的非均一的微观运动。通过试验可以证实，对流扩散速度(通量)q1与分子扩散速度(通量)q2均服从弗克线性扩散定律 西南交通大学硕士研究生学位论文第12页{”一罢t删(2-1)【q2=一BgradC其中C为流体中溶质的浓度，D1为对流弥散系数，皿为分子扩散系数。通常把q=q，+g，定义为水动力弥散通量，于是有：q=一DgradC(2-2)式(2-2)称为水动力弥散的弗克定律。D称为水动力弥散系数，D=D．+D2。其中，q、D、C均是指某种意义下的平均值。D相当于渗流理论中的渗透系数K，当取{o．xyz)的OX轴的正向与渗流速度的方向一致时，在三维坐标系统中可表示为：『以0D=l0D∥10I-(2·3)以为水动力弥散通量最大方向的水动力弥散系数，％和D。分别为与最大方向垂直的方向上的水动力弥散系数。D。、Dw和吃称为弥散系数主值。若以D，表示沿平均流向的弥散系数，称为纵向弥散系数，研表示垂直于流动方向的弥散系数，称为横向弥散系数。实验指出，D，比珥要大5"---20倍。因此，在研究水动力弥散时常常忽略横向弥散作用。在非饱和带中，注意到水动力弥散系数是含水度秒的函数。2．1．2Darcy定律垃圾填埋层固体介质是由无数碎散的、形状不规则且排列错综复杂的固体颗粒组成。填埋初期生活垃圾的性质差别很大，填埋介质中大孔隙相互连通，暴雨期间易产生偏向流或管道流。Zeiss等指出，管道流与Darcy流都是填埋体内水分运动的重要形式【3引。经研究也表明：当压实密度大于600"～700kg／m3，且有机物分布较为均匀时，通常不会形成强渗透通道p川，而根据《生活垃圾卫生填埋技术规范》(CJJl7．2004)p副的要求，垃圾压实密度应大于600kg／m3。因此，可以认为填埋场中压实密度较大、有机物分布较为均匀 西南交通大学硕士研究生学位论文第13页的生活垃圾具有多孔介质的特点，其水分运移符合Darcy定律。本文借鉴多孔介质流体动力学与饱和一非饱和流体力学理论，相应建立填埋场条件下的水分运移模型。2．1．1．1饱水带水分流动的Darcy定律水总是从水势高的地方向水势低的地方流动，对于垃圾土中的水也遵循同样的规律。早在一个多世纪以前，Darcy(1856)通过饱和沙层的渗透试验，得出了通量q(单位时间内通过单位面积土壤水量)或者渗透流速v和水力梯度成正比的Darcy定律。q=-KVH(2-4)式中：负号表示水沿水头降低的方向流动；口一单位流量(LT以)；日一为总水势或总水头(L)，H=z+P／九，其中z代表该点的位置势，P代表该点的压力(LMT2)，氕，代表水的重度(ML之T‘2)；K一为饱和导水率或渗透系数，LT一；阳一为水力梯度矢量，VH：掣f+掣．，+掣k。dxdydZ2．1．1．2非饱水带水分流动的Darey定律处于非饱和状态下的水和饱和带的水一样，也遵循热力学第二定律，水分从水势高处自发地向水势低处运动。一般认为适用于饱和水流动的Darcy定律在很多情况下也适用于非饱和垃圾体中水分的运动。如Childs认为，可以假设水仅通过水占有的孔隙空间流动，空气所占有的孔隙对水的流动来说是非传导性的流槽，所以，非饱和土中空气占有孔隙的性状可视为与固相介质相似，土可以处理为一种减小含水量的饱和土，从而饱和土中Darcy定律同样可以适用于非饱和土中。Richards(1931)最早将Darcy定律引入非饱和水的流动中。非饱和流动的Darcy定律可表示为：‘q=-K(h)VH(2—5)尽管式(2-4)和式(2．5)在达西定律的表达形式相同，但水势和渗透系数却有不同的含义和特点。(1)饱和流和非饱和流的运动都是水势差的存在引起的。但是前面已经说明两者的水势组成是不相同的。饱和流的水势由位置势(重力势)和压力 西南交通大学硕士研究生学位论文第14页势组成，而非饱和流的水势主要由位置势(重力势)和基质势组成。(2)饱和流与非饱和流运动的另一重要区别是在于渗透系数。在饱和带，多孔介质的全部孔隙都充满了水，因而渗透系数很大，而非饱和土中的孔隙部分被气体所占据，故其导水率低于饱和渗透系数。非饱和土的渗透系数是含水量(或是基质吸力)的函数，随着含水量的减小(基质吸力的增大)而减小。2．1．3影响垃圾填埋体内渗滤液运移的因素影响垃圾土水流运动的因素主要有【36】：(1)垃圾成分及性质垃圾成分非常复杂，其中颗粒大小、形状以及孔隙率变化很大，有些空隙和其他空隙是连通的，有些是不连通的。从流体通过多孔介质的观点，只有那些相互连通的孔隙才有意义，和其他孔隙不相连通的孔隙是无意义的。水流一般情况下优先通过大孔隙，形成水流。垃圾成分的差异导致多孔介质性质的不同，例如田间持水量、孔隙率、最初含水量、饱和导水率等。(2)垃圾密度垃圾密度对水力特性影响很大，最终影响渗滤液产量。垃圾填埋密度越大，垃圾越压实，垃圾土孔隙率越小。特别当垃圾降解腐化后，垃圾土中大孔隙大为减少，饱和含水量明显降低。．2．1．4垃圾体的水力特性垃圾中的渗流与土中的渗流有相似之处，可以用土中的饱和一非饱和渗流理论描述，不同之处在于垃圾特殊的水力特性，即垃圾的持水特性和导水特性。垃圾成分复杂多变，具大孔隙性，压缩性较强，且具可降解特性，故其持水特性和导水特性不同于普通工程中的土，对此，国内外已有的研究不多。垃圾最突出的工程特点在于其高度非均质，其渗透系数可跨越好几个量级，从10-2cm／s到10一cm／s；至于渗流模式，除达西流外，垃圾中的水分还沿较大孔隙沟道发生沟道流(也称优势流)。Zeiss和uguccinni(1994)的垃圾柱试验表明，沟道流的流动通道并不是笔直连通的，而是非常迂回的，入渗作用下垃圾中基质吸力是逐渐变化的，这表明虽然垃圾中存在沟道流，但达西流仍是垃圾中水分运动的主要形式。Korfiatis(1984)也指出，竖直方向的非饱和流动是垃圾中水分运动的主要方式。 西南交通大学硕士研究生学位论文第15页2．1．4．1垃圾中水的存在形式垃圾中的液态水以多种形式存在，可分为结合水、自由水和固有水(Dollar，2005)---大类。(1)、结合水是受电分子吸引力作用吸附于垃圾颗粒表面的水，不能传递静水压力：(2)、自由水能够传递静水压力，有溶解盐类的能力，可分为重力水和毛细水，重力水存在于渗滤液水位以下，当存在水头差时，它将产生流动，对垃圾颗粒有浮力作用，毛细水受到水气界面表面张力作用，存在于渗滤液水位以上渣土颗粒及纤维材料的孔隙之间；(3)、固有水存在于垃圾的有机物组分中，不参与传递静水压力，在上覆压力作用下固有水可被挤出，而垃圾中竹木等组分会吸收垃圾中的多余水分形成固有水，随着有机物的降解，固有水被逐渐释放出来，转化成垃圾中其它形式的水。’垃圾中的结合水和重力水与土中的类似，而因为垃圾中含有较多大尺寸组分，所以其孔隙尺寸相应较大，故其毛细水含量通常比土中少，另外，有机物中所含的固有水大大增加了垃圾的持水量。孔隙比较大和含有固有水是垃圾持水性能不同于普通土的根本原因。渣土颗粒大尺寸垃圾有机物图2．1垃圾中的水2．1．4．2垃圾的导水机理垃圾中含有大量塑料、砖石、竹木等大尺寸材料，所以其孔隙比较大， 西南交通大学硕士研究生学位论文第16页同时孔隙尺寸也较大，因此垃圾特别是浅层垃圾常具有很大的饱和渗透系数。垃圾渗透系数与垃圾组分、降解程度及其压密程度有关：大尺寸组分含量多，渣土含量少的垃圾渗透性强；有机物降解产生的腐殖质是一种透水性很差的物质，它充填了垃圾中的部分孔隙，使垃圾渗透性降低，因此，降解程度高的垃圾渗透系数小；垃圾越压密，孔隙比越小，其渗透系数越小。现场垃圾的填埋深度越大，填埋龄期越长，渣土含量越多，降解产生的腐殖质越多，同时垃圾越密实，因此随埋深增加其渗透性大大降低。表2．1给出了国外室内和现场试验确定的垃圾饱和渗透系数，从中可以看出垃圾的渗透系数大多在10q～10’2cm／s量级，相当于粉砂～细砂的渗透系数。与普通土的非饱和导水特性类似，水是通过垃圾中充满水的孔隙空间流动的，所以垃圾导水系数与含水量有关，随含水量减少垃圾的导水能力降低。垃圾特殊的非饱和导水特性在于垃圾是大孔隙介质，当大孔隙中无水时，水只能通过渣土或纤维中较小的充水孔隙迂回流动，从而导致其非饱和渗透系数大大降低。表2．1垃圾的渗透系数渗透系数cm／s研究者研究方法研究类型103～2×10’2FungaroliandSteiner(1979)常水头8．4X104-6．6X104Korfiatiseta1．(1984)常水头室1×10"8_3×10‘7NobleandArnold(1991)常水头内4．7X04-9．6×10’2Bleikereta1．(1993)变水头试2×10"6～2×10。3ChenandChynoweth(1995)常水头验4×10一．1×10‘3Landvaera1．(1998)常水头3．7×10"6-5×10‘2PowrieandBeaveil(1999)常水头2．91×10-4～2．95×10’3Jangeta1．(2002)常水头5．9×10-3_0．25Ettala(1987)抽水试验现1．0×10-3_5×10。3Oweiseta1．(1990)‘抽水试验场6．7×10-5_9．8X104Shank(1993)注水试验试10-3_3．9×10。2Landvaeta1．(1998)注水试验验1．2×10一-6．3×10一Wysockieta1．(2003)抽水试验 西南交通大学硕士研究生学位论文第17页2．1．5饱和一非饱和渗流控制方程2．1．5．1基本微分方程控制垃圾体中水分流动的基本方程是通过将垃圾介质概化为连续多孔介质，并在水势能的基础上建立起来的。垃圾体中水分运动的基本方程是联立求解达西定律和连续性方程得到的。达西定律是多孔介质中流体流动所应满足的运动方程，质量守恒是物质运动和变化普遍遵循的原理，将质量守恒原理具体应用在多孔介质中流体的流动即是连续方程。在饱和渗流中，渗流的连续性方程写成张量的形式可表示为：O(pn)／Ot=一州仞)+S(2-6)也就是．O(pn)／Ot=_a(pgf)／豌+si=1，2，3(2—7)式中：p一密度(ML‘3)；刀一孔隙度；S一源汇项(ML刁T。1)；g一单位流量(LT。1)：f一时间(T)咖一散度。．在非饱和带，垃圾孔隙部分被水填充，而另一部分则被空气所占据，此时垃圾体的含水率矽=ns．，sw为饱和度，0≤Sw≤l。可得到垃圾土中饱和非饱和渗流问题的连续方程如下：O(pnS．)／Ot=一div(pq)+S(2—8)即：a(p玎&)／Ot=---t3(pqf)／ax,+S／--1，2，3(2—9)假定饱和非饱和垃圾体中水的Darcy定律均适用，将Darcy定律代入上式得连续性方程式可以得到饱和非饱和水分渗流运动方程式：杀(pK,jkr(e)要Ox)+s=昙Ot(，2p&)泸1，2，3(2．10)ox；，式中：K，，一饱和渗透系数张量(LT。)；颤(9)一非饱和渗透系数相对于饱和渗透系数的比值，为饱和度或压力水头的函数。在非饱和区，0≤kr(o)<1；在饱和区，砖(秒)=1。 西南交通大学硕士研究生学位论文第18页因为H=h+z，z为位置水头，h为压力水头，考虑到目、h和t之间存在一定的函数关系kr(O)=t(口(J}z))，有：．娑：百08下Oh(2．11)可令c=婺，称为容水度(L。1)，在饱和区C=0。d力当P变化不大时，可认为是常数，则式(2．9)可表示为：要[毛Ⅷ婺+K，删]+s’=It(h)+飓]票(2．12)oxit]伐jot式中：∥一非饱和区等于0，饱和区等于1；S。一单位贮存系数(L以)，饱和土体S。为一个常数，非饱和土体S。=O。在水利工程中的许多情况下，因为影响也很小，饱和土体也常常可设墨=O；S’一源汇项(T。1)。在均质各向同性的情况下，式(2．11)可以写成为：丢(K赢ah)+未(K等)+夏0、K。O玉h．)+警】+s’=(c+飚’iOh(2-13)式中：K一非饱和渗透系数，K=巧I，Ks为饱和时各向同性的渗透系数。2．2渗滤液溶质运移机理渗滤液溶质在垃圾土中各种饱和度条件下的运移主要包括以下过程：(1)弥散作用，包括机械弥散和分子扩散：机械弥散是由于多孔介质孔隙中水的微观流速的变化而引起的，溶质在流动过程中不断被分细后进入更为纤细的通道，每个细孔中流速的方向和大小都不一样，正是这个原因使溶质在流动过程中逐渐分散并占有越来越大的渗流区域范围；分子扩散是由于分子的不规则运动即布朗运动引起的，其趋势是从浓度高处向浓度低处运移，以求达到浓度的均匀，它与流速无关，只要浓度梯度存在，分子扩散就会发生。(2)对流作用：水在多孔介质的孔隙中流动时，同时携带着溶质以水的运移速度在孔隙中运移。(3)源汇项：包括流入和流出一定浓度的液体、垃圾固相溶出、溶质的衰变及降解、溶质的固相和液相浓度的吸附与解吸附过程等。 西南交通大学硕士研究生学位论文第19页2．2．1分子扩散溶质的分子扩散是_个不可逆过程。扩散是由于溶液中溶质的浓度梯度引起的，只要有浓度梯度的存在，即使多孔介质溶液静止不流动，扩散作用也存在。扩散作用常用Fick第一定律来表示：以=一4车(2．14)“工式中：／，一溶质的扩散通量(ML。2T’1)；D：一溶质的有效扩散系数(L2T‘1)；哆么一浓度梯度。4一般小于该溶质在纯水中的扩散系数Do。·因为在多孔介质中砭还受孔隙弯曲度(三／t)2和带电荷颗粒对水的粘滞度(口)以及阴离子的排斥作用对带负电颗粒附近水流的阻滞作用的影响。在实际应用中常用如下经验公式表示4‘37】：’∥(矽)=或韶硒(2．15)20世纪80年代以后，多采用如下公式描述土壤溶质的扩散过程：以=一eD，d，c(2．16)式中：色一扩散系数(L2Td)，且皿=Dof。f为弯曲因子，无量纲。2．2．2机械弥散引起溶质的机械弥散作用的具体原因主要有以下三个方面：①由于多孔介质基质与水分间相互作用，孔隙的中心和边缘的流速不同：②孔隙直径大小不同，孔隙水流速不同；③孔隙的弯曲程度不同和封闭孔隙或团粒内部孔隙水流基本上不流动，而使微观流速不同。由于机械弥散的复杂性，用具有明确物理意义的数学表达式来表达颇为困难。但机械弥散虽然在机制上与分子扩散不同，却可以用相似的表达式来 西南交通大学硕士研究生学位论文第20页描述：以=一oo。．(2．17)式中：以一溶质的机械弥散通量(ML‘2T以)；q一机械弥散系数(L2T。1)，是平均孔隙流速的函数。一般情况下巩=口·Ivl”，其中：咒一般近似取1；口为弥散率或弥散度。2．2．3水动力弥散机械弥散和扩散都引起了多孔介质中溶质的混合和分散，而且微观水流速不易测定，弥散与扩散结果也不易区分，所以在实际应用中常将两者的作用叠加起来，称为水动力弥散，水动力弥散通量通常写作：·五一．j厶=巩(秒，1，)孚(2—18)“Zj^或：Lh=-819孚(2—19)‘u式中：Lh一溶质的水动力弥散通量(ML乏T。)；玩(只功、D一分别是多孔介质的有效水动力弥散系数和水动力弥散。系数，它们是含水量和平均孑L隙水流速的函数。当对流速度相当大时，机械弥散的作用会大大超过分子扩散，以致水动力弥散中只需考虑机械弥散作用；反之，当多孔介质溶液静止时，则机械弥散完全不起作用，只剩下分子扩散了。2．2．4对流对流是指多孔介质溶质随着水分运动而移动的过程，对流也称质流(massflow)。对流引起的溶质通量以(ML五T。1)在数值上等于水通量q(LTo)与溶质浓度C(ML。)的积，即：以=qc(2-20)溶质的对流运移可以在饱和多孔介质中发生，也可以在非饱和多孔介质中产生。可以在稳态水流下发生，也可以在非稳态水流(自然情况)下发生。溶质运移过程中，不可能仅仅发生对流运移。在饱和流情形下，某种特定条件下如运动速度较快时可把溶质运移视为对流运动。 西南交通大学硕士研究生学位论文第21页2．2．5源汇项影响源汇项的因素主要有：抽水和注水；放射性衰变；吸附与解析[38401。2．2．5．1抽水与注水假若向含水层中注入含有渗滤液浓度为Co的水，单位时间内向单位体积含水层的注入量为W，则因注入构成的源汇项为(Q表示源汇项)：9=Wco(2．21)抽水时则为：Q：：一mCo(2-22)n为多孔介质空隙度，形为时间空间函数，对不抽水、不注水的点处自然取形=O。．2．2．5．2放射性衰变当渗滤液中污染质具有放射性时，则通过多孔介质运移时要发生衰变。若以彳表示放射性物质的衰变常数，则Qa=-3．C(2-23)、2．2．5．3吸附与解析这一现象通常发生在固相与液相界面处。由于固相的表面往往带有负电荷，因此它能吸引阳离子。当液相中含有某种溶质的离子时，其中一些离子可能被吸附到固体表面上，从而降低了原状水中溶质的浓度；另一方面，固相中含有的溶质离子也可能通过固相的表面进入原状水，从而增加了原状水中溶质的浓度。前一现象叫吸附，后一种现象叫解析。若以F表示单位体积的固体中所含溶质的质量，根据质量守恒定律则有：Q=一生誓．(2．24)2．2．6污染物运移控制方程2．2．6．1水动力弥散方程本文通过在多孔介质中建立连续方程所用到的各种物理量(浓度、速度、弥散系数等)均视为已是在某种意义下的平均值，之后再利用弗克定律导出 西南交通大学硕士研究生学位论文第22页水动力弥散的基本微分方程(水动力弥散方程)。塑bt=ac)ax+手(％等)+云b(吃争bC一挈一篝≯一挈(2．25)式(2—25)即为孔隙介质中渗滤液水动力弥散方程。等号右端前三项表示由于水动力弥散所造成的渗滤液物质迁移，后三项表示由于对流所造成的渗滤液物质迁移。因此式(2．25)又称为对流一扩散方程。对于非饱和带也有类似的方程：百OOC=面b【蚁ibC)+旁(％等)+未(眈誓)一警一半一_b(贷FJzC)‘(2-26)。如果考虑源汇项，例如，当同时出现放射性衰变和吸附时，可写成：未(c+导用=未∞。a出c)+专(见等)+瓦一a出c)一掣』一驾堕一磐堕一五(c+生F)¨引。Oxoydz刀式(2．27)就是更为二般的水动力弥散方程。其中：‘q：一生掣u，：一一Kyy掣(2．28)址=一垒孥式中H为水头。只要给出渗流场中的iOH、等及警，疋、％、砭．再附之溶质的初始条件及边界条件，就可以根据式(2．25)求出溶质浓度C在时间与空间上的分布。2．2．6．2污染物运移控制方程描述渗滤液溶质在饱和垃圾土中运移的基本方程常写作： 西南交通大学硕士研究生学位论文第23页掣=-[div(gc)+divdd+divdh]+a(2．29)式中：9一源汇项(ML。T。1)，其他符号同上。又知，山=-nD'g'radc，以=-nDhgradc，可得垃圾多孔介质三维溶质运移方程为：·掣=一div(㈣+aiv[邶，+Dh)gradc]+O=-div(qc)+div(nDgradc)+Q．(2—30)对于非饱和带，运动方程中的孔隙度n可用含水率0来代替，得到—a_(e-c)：一div(gc)+div(ODgradC)+Q(2．31)2．3本章小结本章以溶质运移动力学为基础，结合垃圾土的特殊性，分析了填埋场内渗滤液运移的基本理论，包括垃圾体内水分运移机理和溶质运移机理两方面。主要内容如下：(1)分析了垃圾土内水分流动的影响因素，主要有垃圾的成分及性质、垃圾密度。‘(2)描述了渗滤液水分运移的基本方程。填埋场内水分运移以非饱和渗流为主，因此建立了垃圾土内水分运移的饱和一非饱和渗流方程，并结合卫生填埋场的基本要求，形成渗滤液水分运移模型。(3)讨论了污染物在垃圾土中的迁移，主要涉及的物理学过程有对流、扩散、机械弥散和水动力弥散，是污染物在垃圾体水分中迁移的基本动力，另外还涉及了垃圾固相溶出、有机溶质生物降解、垃圾固体骨架对污染物的吸附等物理、化学和生物反应过程。在此基础上建立了垃圾体内垃圾渗滤液溶质运移的数学模型。 西南交通大学硕士研究生学位论文第24页第3章垃圾渗滤液运移实验研究方案与设计3．1实验目的模拟厌氧填埋场中有机垃圾的降解和渗滤液运移行为，通过对模拟垃圾柱渗滤液和垃圾固相相关指标的监测分析，研究温度对填埋有机垃圾厌氧降解和稳定进程的影响和垃圾降解对渗滤液运移的影响。并为后续分析降解对渗滤液运移的影响提供数据。3．2实验装置仪图3-1实验装置示意图本实验的实验装置由模拟垃圾柱、灌水系统和排水集气系统三部分组成(见图3．1)。其中，模拟垃圾柱采用PVC管制作，内径400ram，高为2000mm，覆盖层表面积为0．1256m2，分别设导气管孔，排液孔(网)及生物可降解物(BDM)分析取样孔等。为保证水分均匀入渗到填埋体内，在实验垃圾柱的顶盖下部设置均匀布水器，该布水器由螺旋穿孔管制做，并与一个5L的下 西南交通大学硕士研究生学位论文第25页口玻璃瓶连接，组成灌水系统，以模拟填埋场区降雨入渗量。同时，项盖所有接口处用玻璃胶密封并用螺栓紧固，使其严格密闭以保证填埋柱内的厌氧环境。此外，在垃圾体的上部覆以40ram的砾石，其上覆以10目铁丝网，以保证垃圾填埋体的均匀沉降。实验垃圾柱下部为集液区，收集垃圾产生的渗滤液，并接渗滤液收集管，在填埋体下部放置一张10目铁丝网，其下为40ram的砾石层，起到导流渗滤液的作用，并防止渗滤液带出的粗大物体堵塞渗滤液收集管。实验在室内完成。3．3实验垃圾样品组分及装填实验垃圾样品采用长安垃圾卫生填埋场进场新鲜垃圾，由于模拟实验垃圾柱与实际填埋场相比尺寸较小，实验前将所有垃圾切成5cm大小，并剔除其中较大的塑料袋、玻璃瓶、砖土等无机物，然后混和均匀后再装入柱中，装填垃圾初始组成成分见表3．1。模拟垃圾柱装填参数如表3．2所示。。表3-1实验装填垃圾初始组分分析表3．2模拟垃圾柱装填情况3．4实验运行方式实验于2005年12月25日完成室内垃圾破碎、混匀及装填工作，并对整套模拟装置进行封顶同时检验垃圾柱的密封性，从而保证模拟垃圾柱内垃圾与外界空气隔绝。由于在垃圾分选、破碎和混匀的过程中，微生物的生境被破坏，此时固相有机物降解的规律性较差，而且垃圾的非均质各向异性较为显著，所以在垃圾装填完成以后在室内静置两个月，以使垃圾处于较稳定的状态。与此同时对填埋垃圾特性，如生物可降解度(BDM)和挥发分(VS) 西南交通大学硕士研究生学位论文第26页进行分析，并于2006年2月25日正式启动本实验。通过覆盖层渗透到垃圾层的雨水，改变了填埋场中水分的分布，也是填埋场垃圾渗滤液的主要来源，渗滤液中多种高浓度污染物会随水分运移下渗，对垃圾填埋场底部的土壤和地下水造成污染。因此本文通过注水(自来水)，进行填埋场降雨室内模拟。但由于地表径流、初损、蒸发等因素的影响，填埋场内实际入渗量远小于降雨量，不能以年或月平均降雨量直接确定实验中的注水量，否则与实际入渗量相差很大。但场区降雨入渗量不易实测，而且填埋场区地表复杂，许多参数难以获得。因此本文在室内模拟垃圾渗滤液运移规律时，根据成都市龙泉驿区气象局2004年各月逐日降雨量统计资料，应用SCS模型计算室内模拟实验日灌水量，所得的日入渗量(见表3．3)。表3．3对比垃圾柱的灌水量数据灌水量／mL 西南交通大学硕士研究生学位论文第27页●2102102l02102l02l022022022200．9622022022023023376．823251．2232926．618232022．1623301．4424O24O24226．0824452．1624138．1624125．625226．08250251243．4425200．9625389．3625O2662．826O26552．6426213．5226026O27O27O27125．627027O27028028O28O28028028514．9629O2925．1229992．2429O29653．1229364．2430O30213．523025．1230715．92301262．92l31031238．643107月8月9月lO月11月12月1263．76．1816．41113．04l1645．36l010202020202020303251．23i695．63175．843O304188．441388．822404791．28404050512．565051205．765050606118．842760675．36606．070707113．04707070850．24808080862．880962．89457．71159090912．569010577．7610325．982210010489．8410753．6100110110ll011552．641l01l012100．4812138．161201225．121201301337．68132047．281301325．1213014014226．081401401425．12140 西南交通大学硕士研究生学位论文第28页2502502512．5625。02502512．5626026O26O26026113．0426427．0427027027O27027027O28O2802802802802803．5实验测定项目及分析方法自2006年2月25日起，对垃圾柱按照计算的灌水量进行注水，并按以下方法对垃圾的基本物理化学性质和渗滤液主要污染物指标的进行测定。3．5．1垃圾的基本物理化学性质对于固相垃圾的监测，包括对其基本性质监测和垃圾体沉降情况监测。在正式启动后，对垃圾土容重、土粒密度、含水量、孔隙度等基本特性测定其初始值，而对垃圾土有机质含量和沉降情况进行长期监测。3．5．1．1垃圾土的容重垃圾土的容重采用与土壤容重相似的定义，即单位体积(包括孔隙在内)原状垃圾土的干重，也称垃圾土密度(ML‘3)。测定容重能表明垃圾土的松紧及孔隙情况。本文采用环刀法并按文献【46】给出的方法对模拟柱内垃圾测定容重。本文中所涉及的垃圾烘干，都在70℃左右温度下烘至恒重。3．5．1．2垃圾土土粒密度与土壤土粒密度相似，垃圾土土粒密度是指单位容积(不包括垃圾土土粒间孔隙容积)的垃圾土粒质量，也可称为垃圾土固相密度，一般用风表示。由于一般情况下，水的密度取1．Og·cm一，故土粒密度在数值上与比重(土粒的质量与同体积蒸馏水在4。C时的质量之比)相等，但量纲不同，故两者的 西南交通大学硕士研究生学位论文第29页测定方法也相同。按照《土工试验方法标准》(GB／T50123．1999)规定，对小于、等于和大于5mm土颗粒组成的土，应分别采用比重瓶法、浮称法和虹吸筒法测定比重。因为垃圾填装之前已进行破碎，因此本实验对风干样品按照文献[46】给出的比重瓶法进行测定，并以煤油代替纯水。比重的计算公式如下：以=———望—一儿(3一1)mbw’md—m嘶式中：‰一比重瓶与水总质量(M)；聊锄一比重瓶、水、土总质量(M)；掰d一烘干试样的质量(M)；儿一煤油的比重(ML-3)，0．7995g·cm一。3．5．1．3垃圾土的含水量．废弃物的含水量有两种不同的定义方法，一为废弃物中水的质量与废弃物干重之比，常用于土工分析，即：w--．(％／ws)x100(3-2)式中：w一用质量比表示的固体废弃物含水量，％；％一固体废弃物中水的质量(M)：服一固体废弃物的干垃圾质量(M)。另一定义为固体废弃物中水的体积和废弃物总体积之比，环境工程分析，即：秒=(％／V)x100式中：目一用体积比表示的固体废弃物含水量，％；％一固体废弃物中水的体积(L3)；y一固体废弃物总体积(L3)。W和乡可以互换，可表示为：秒=[w．dv／(100·p)]×lOO或W---[9·p／(100d。．)1×100式中：谚．一垃圾土容重(ML‘3)；常用于水文和(3-3)(3—4)(3-5)p一水的密度(ML。3)。其余符号同前。本文的实验是将环刀取得的垃圾在温度70"C左右烘到恒重时失去的水分质量量与达到恒重后土质量的比值，并以百分数表示。然后通过式(3．4) 西南交通大学硕士研究生学位论文第30页换算成体积含水率。3．s。1。4垃圾土的有机物含量原理：垃圾中的有机物、部分无机物和结合水在高温(600℃)下，灼烧一段时间后，结合水和绝大部分的有杌质园挥发或被氧化为气态物质而从垃圾中清除，少量的无机物也分解为气体逸出，灼烧后的剩余灰分可以认失是垃圾中所含的无机物质。方法：称取29左右的烘于垃圾放置于墨经恒重的瓷坩埚中，放入马福炉中，在600℃下灼烧至慨重，待温度降至200℃后取出，置于干燥箱中，冷却后称重。计算公式为：有机质含量(％)-器×10。％(3-6)式中：％一坩埚重量(M)；j职一坩埚和姹烧后的垃圾总重量(M)；飓一坩埚和灼烧前的垃圾总重量(M)。本文计算中需要的是单位体积中有机物质质量，通过式(3-6)计算所得的有机质含量与垃圾容重之比换算得到。即：F一坠当一×d，×100％(35．7)，=——‘——k×d×t-，J(w2一Wo)”3．5．1．5垃圾土的孔隙度在自重压力、上覆压力和有机物降解的影响，垃圾的孔隙度将随时间的变化而发生改变，是一个能描述生活垃圾密实程度和填埋场沉降特性的重要参数。孔隙率定义为废弃物孔隙体积与总体积之毖。孔隙度≯和孔隙比e(孔隙体积与干物质体积之比)之间有以下关系：≯=g／(1÷力(3—8)e=0／0-矽)(3-9)垃圾土孔隙度可剩用已测出的垃圾土容重和比重，计算得出，计算公式如下：。．土壤总孔隙度(％)=(1一粤)X100(3．10)q式中：域，一垃圾土容重(MLo)； 西南交通大学硕士研究生学位论文第31页4一垃圾土比重(ML。)。3．5．2渗滤液监测指标及方法实验期间，每天于中午12点记录垃圾柱渗滤液产量，然后对垃圾柱灌注相应的水量。分别对各垃圾柱渗滤液密度、pH值、VFA、COD、氨氮浓度进行监测。监测频率为每周一次。其中，密度采用规格为1．000"-一1．1009·cmo密度计，pH值采用玻璃电极法，VFA采用滴定法【471，COD采用标准重铬酸钾法(CODc，)，氨氮采用纳氏试剂分光光度法【481。3．6本章小结本章详述了实验的安排、实验内容、过程及实验方法。对垃圾土容重、土粒密度、含水量、孔隙度等基本特性测定其初始值，而对垃圾土有机质含量和沉降情况，对渗滤液产生量、密度、pH值、VFA、COD和氨氮浓度进行长期监测。对于垃圾土有机质含量和沉降情况的监测，主要为第四章分析降解对垃圾体的影响；对渗滤液密度的监测，主要为第四章中研究渗滤液污染物浓度对密度的影响；渗滤液污染指标的测定，主要为第四章中分析垃圾稳定化过程中渗滤液主要污染物指标的变化趋势。对于垃圾土有机质含量和沉降情况的监测及对渗滤液产生量的日监测，主要为第五章参数的确定提供基础数据和对第五章的数值模拟进行检验。 西南交通大学硕士研究生学位论文第32页第4章温度对生活垃圾降解影响机理及对渗滤液运移的影响传统填埋场垃圾的降解过程，是一个同时进行着物理、化学和生物反应(生物反应占主导地位)的复杂而又漫长的过程，其实质是一个由多种细菌参与的多阶段复杂的生物化学过程mJ。垃圾中的无机物不会随着填埋时间的改变而改变，而垃圾中的有机物的降解(垃圾中的有机物成分随着填埋时间的延长而发生的成分的改变称之为降解)会导致垃圾体积、孔隙度、固体颗粒级配等的改变，是填埋场长期沉降的主要原因。同时有机物分解后产生的可溶性物质和细小微粒受水分的淋滤作用而溶出，改变了渗滤液中溶质的成分和浓度，引起了流体密度、粘滞性的变化。因此要全面了解填埋场渗滤液的运移规律，就应研究垃圾土中有机物降解的规律。因此，本文将借鉴化学反应热力学的相关理论，以生活垃圾厌氧降解的主要生化反应为研究对象，来尝试研究温度对生活垃圾厌氧降解的影响同时探讨生活垃圾厌氧降解对渗滤液运移的影响。4．1温度对生活垃圾降解的影响理论分析4．1．1生活垃圾降解中的热力学因素4．1．1．1化学反应热力学基本概念化学热力学就是应用热力学的基本定律研究化学过程的能量转换关系及化学反应的方向与限度的科学。4．1．1．1．1标准摩尔反应熵变若一个化学反应系统中的每种物质均处于标准状态，它的摩尔反应熵变就称为该反应的标准摩尔反应熵变，用△，畿(丁)表示。由于各物质在标准状态下的摩尔墒值仅是温度的函数，所以任一化学反应的标准摩尔反应熵变也只是温度的函数。即：△，畿(丁)=∑％《(B，％丁)(4-1)口 西南交通大学硕士研究生学位论文第33页4．1．1．1．2标准摩尔反应焓变对于一般的化学反应0=∑vBB，有：了△，月：(r)=∑vBA，月：(口，口，丁)(4—2)口即化学反应的标准摩尔反应焓变等于产物的标准摩尔生成焓之和减去反应物的标准摩尔生成焓之和。4．1．1．1．3亥姆霍兹函数由于U、T、S均为系统的状态函数，它们的组合当然也是状态函数，为此定义：AclefU-TS(4-3)A称为亥姆霍兹函数，又称为自由能。A是状态函数，其值也仅由系统的状态决定。由式(4．3)可知，A和U一样是广度性质的状态函数，单位是J。由于内能的绝对值无法确定，因而A的绝对值也无法得知。根据亥姆霍兹函数的定义式(4．3)有：△4=4—4=(％一疋Sz)一(U一互s，)=△u一(乏·是一互·S)(4-4)因此只要知道了过程的△U以及系统在始末态的熵和温度，就可以用式(4．4)计算过程的鲋。同时由于U、T、S均为系统的状态函数，它们的组合当然也是状态函数，为此定义：GclefU-TS(4-5)G称为吉布斯函数，又称为自由焓。G是状态函数，其值也仅由系统的状态决定。由式(4．5)可知，G和H一样是广度性质的状态函数，单位是J。由于焓的绝对值无法确定，因而G的绝对值也无法得知。根据吉布斯函数的定义式(4．5)，有：AG=G2一G1=(H2一互是)一(日。一互墨)=脯一(互是一互S)(4-6)因此只要知道了过程的胡以及系统在始末态的熵和温度，就可以用式(4．6)计算过程的AG。‘4．1．1．1．4化学势力(1)化学势的定义．将多组分单相系统的吉布斯函数G表示成温度、压力以及各个组分的物 西南交通大学硕士研究生学位论文第34页质的量的函数，即：G=G(T，P，刀口，刀c，刀D，⋯)(4-7)当温度、压力以及各个组分的物质的量发生变化时，吉布斯函数G的变化为：如=(面0G)，聊吖+‘面／3G)r嘶卯+∑(瓦／3Gb嘶J毗(4-8)在多组分单相系统中，组分B的偏摩尔吉布斯函数又称为化学势，并用符号％表示，即：舻印(券b帆，(4-9)(2)化学势与温度、压力的关系化学势是温度、压力和组成的函数，这里只讨论化学势与温度、压力的关系：．(等)：即=[未甏h～k勺=[杀等kk～=．(薏)p,ncJ一--品(4加)由心=G口=Hs一巧占和式(4一10)可以得出一个非常有用的化学势关系式：伴】矿；(等k一笋=一学=专式中％是偏摩尔焓。4．1．1．2温度对生化反应平衡常数的影响4．1．1．2．1化学反应的标准平衡常数当化学反应达到平衡时，体系中的各物质的浓度或分压不再改变，则把浓度除以标准状态浓度c口或把分压除以标准状态压强P一，这样所得平衡常数就是标准平衡常数K口。由标准吉布斯自由能变化可得标准平衡常数为：InK’=一—ArG—m一“．11)尺2。(4．11)即为标准平衡常数K口的定义式。由(4．11)可得哗]，=等(4-12)。a丁。，R丁2式中：△，磁一标准摩尔反应烩变，kl·tool‘ 西南交通大学硕士研究生学位论文第35页(4．12)式称为化学反应的等压方程，又称为范特霍夫(van’tHof0方程，它说明标准平衡常数K口的对数在恒压下随温度的变化率与△，磷成iELt,，与T2成反比。因K口只是温度的函数，式(4．12)也可以写为：—dln—K口=蠼(4-13)在忽略T对△，日：的影响情况下，(4-13)可得：·g筹一慧噎一寺件㈣式(4．14)表明，若己知反应的A，域和一个温度的K口，可求另一温度的K口。‘4．1．1．2．2温度与平衡常数之间的关系[45】由(4—14)化学反应的平衡常数和温度之间存在下列定量关系式在垃圾厌氧降解的产酸阶段应用产甲烷反应(CH3COOH=CH4+CD2)得出：=(29’72半’(4-15)t4Ke151．．=‘7_)J·由式(4．15)可知，在25℃~45℃范围内，随着温度的升高，生化反应CH，COOH=CH4+C02的平衡常数随之而增大。因为平衡常数反映了由反应物转变成生成物的程度，平衡常数越大，反应的转化率越大，因此反应进行得越彻底，其反应速率也就越大。4．1．2温度效应的影响机理通过以上的理论分析可以看出，对于填埋有机垃圾厌氧降解的典型生化反应(产甲烷阶段典型反应CH3COOH--．CH4+c02)而言，其平衡常数随着温度的升高而增大。从理论上讲，在25℃~45℃范围内，随着反应平衡常数的增大，其反应速率也应相应增大。综上，温度效益的影响主要表现在反应的平衡常数随温度升高而增大，反应速率随之而增大。 西南交通大学硕士研究生学位论文第36页4．2垃圾降解对渗滤液运移的影响4．2．1降解对垃圾体的影响在生活垃圾厌氧降解过程中，通过微生物的代谢(厌氧生物降解)等综合作用的影响，会使垃圾的成分发生很大的改变。微观上表现为物质组成的变化，在宏观表现上则是填埋场的稳定化过程中的沉降。4．2．1．1厌氧生物降解的基本原理在填埋场中垃圾的降解和稳定化过程主要是在厌氧条件下微生物的代谢降解过程，其基本原理是厌氧消化过程。复杂有机物(如纤维素、脂肪和蛋白质等)的降解、转化成CI-14、C02和水的过程是一个多类群细菌的协同代谢过程。在此过程中，不同的微生物的代谢过程相互影响、相互制约，形成复杂的生态系统。在填埋场中垃圾厌氧生物降解过程一般可以分为四个阶段[46】。(1)水解阶段复杂的高分子有机物质首先在水解发酵细菌产生的胞外酶作用下水解成可溶性的小分子有机物。如纤维素被纤维素酶水解为纤维二糖与葡萄糖，蛋白质被蛋白酶水解为短肽及氨基酸等。：但由于垃圾中复杂有机物的不溶解性及较小的比表面积，有机物质的水解过程通常比较缓慢，是复杂有机物厌氧降解的限速阶段；而且并非所有的有机物都能被水解成简单化合物。那些不可水解的有机成份被称为不可生物降解或顽固成份，它们是城市生活垃圾的主要成份。Noike等【47】指出在城市生活垃圾中只有50％的有机物质(以挥发性固体计)能发生水解反应。(2)酸化阶段溶解性小分子有机物进入发酵菌(酸化菌)细胞内，在胞内酶作用下分解为挥发性脂肪酸，如乙酸、丙酸、丁酸以及乳酸、醇类、二氧化碳、氨、硫化氢等，同时合成细胞物质。(3)产氢产乙酸阶段酸化阶段的产物丙酸、丁酸、乙醇等，在此阶段经产氢产乙酸菌作用转化为乙酸、氢气和二氧化碳。乙酸是有机物厌氧降解的主要中间产物，其来源除了由发酵菌直接形成外，也可由产氢产乙酸细菌分解各种脂肪酸等产生。(4)产甲烷阶段‘ 西南交通大学硕士研究生学位论文第37页寓图4．1有机物厌氧降解过程【461产甲烷阶段位于有机物厌氧消化的末端。在此阶段，产甲烷菌通过以下两个途径之一将乙酸、氢气和二氧化碳等转化为甲烷：其一是在二氧化碳存在时，利用氢气生成甲烷；其二是利用乙酸裂解直接生成甲烷。4．2．1．2生物降解动力学主要模型(1)指数速率模型【48】jP降解速率方程为：K=一半=KC“(4．16)。dt式(4．16)中降解速率与化合物浓度成正比：C为底物浓度；t为时间；K为速率常数，它是单位浓度的反应速率，又称反应比速率；，z为反应级数。工r、当，z=l时，降解速率方程变为：K=一等=KiC(4．17)优式(4．17)即为一级反应速率方程，表示反应速率与反应物浓度成正比。(2)双曲线速率模型[481 西南交通大学硕士研究生学位论文第38页降解速率方程为：吒=一等=砭赤(4-18)at_tk．31-L式(4．18)中，降解速率直接取决于底物浓度，同时取决于浓度和它项之和。在条件单一的情况下，所谓的“它项’’是一常数。式(4．18)中，C为底物浓度；t为时间，墨是随浓度增加而渐近的速率最大值；K，称为假平衡常数，由疋表示的平衡实际上被不断打破。4．2．1．3垃圾成分的变化垃圾在降解过程中(在垃圾填埋场中主要体现在填埋场场的稳定化过程)成分的变化主要是由于其中的有机成分的变化。生活垃圾中的有机成分主要由蛋白质、碳氢化合物、纤维素、脂肪等构成。根据同济大学环境科学与工程学院污染控制与资源化研究国家重点实验室对上海市老港垃圾填埋场为期40个月的监测，得出了垃圾中的总糖、总碳、挥发性物质和有机碳、生物可降解物含量(BDM)、粗纤维含量与填埋时间的关系：随着填埋时间的延长．垃圾中挥发性物质含量、有机碳含量、粗纤维含量、BDM、总糖含量等均会缓慢下降。而且经2年左右(720天)的时间填埋后，垃圾成分的重现性很好。同过数值拟合，可以得到各垃圾成分与填埋时间的拟合关系式，结果见表4．1。通过表4．1的关系式预测的老港垃圾填埋场垃圾组成与填埋时间的关系见表4．2。’表4-1上海老港垃圾组成与填埋时间(d)关系的数学拟合式【6】 西南交通大学硕士研究生学位论文第39页4．2．1．4含水量的变化好氧阶段垃圾土中有机质在氧气和水的共同作用下发生降解反应，降解反应的快慢与有机质颗粒同氧气和水的有效接触面积有关，因而并不是水越多越好，水非常多时，有机质颗粒被水包围，无法同氧气充分接触，反应反而受到抑制；厌氧降解阶段水是降解反应的介质，可降解有机质溶解于水，发生水解反应，而后再在各种菌的作用下发生生物反应。所以，垃圾的含水量的变化对垃圾的降解有重要的影响。根据冯广德、俞觊觎等对杭州市天子岭废弃物处理的研究【5们，垃圾体中的含水率比新鲜垃圾的含水率略低。说明在随着垃圾的降解，会在填埋体中产生一定的渗沥水。但在填埋体本生的导水性和填埋场的导水系统的影响下，使后期含水率略微降低。4．2．1．5孔隙度的变化与普通土体相比，垃圾土由于形成时间较短，没有形成一定的致密结构，其组成颗粒大小不一，孔隙比较大。生活垃圾的降解是指垃圾中有机质在生物化学作用下不断分解的过程，垃圾降解的结果使得垃圾中固体组分减少，产生了气体和液体，垃圾降解的物理实质是产生了新的孔隙。因而随着时间的推移，垃圾固体因生物降解而体积减小，在上覆压力的作用下孔隙被压缩，导致填埋场沉降。从填埋深度上看，一般说来城市固体废弃物的孔隙度随深度而减小。浅部垃圾土为新近填埋的，其生化降解反应进行的不彻底，使得垃圾土的组成和孔隙都比较大；深部垃圾土则填埋时间较长，其生化降解反应进行的较彻底，且在上部垃圾土自重压力下形成了较密实的内部结构，因而孔隙比较小。从发达国家实测结果看，孔隙度通常可取40％～52％，国内部分试验得出的城市固体废弃物的孔隙度变化范围较大，约为65％～80％，普遍高于国外值。表4．3所列为国内两个垃圾填埋场的实测垃圾土孔隙比资料。 西南交通大学硕士研究生学位论文第40页浙江大学岩土工程研究所对天子岭垃圾填埋场的垃圾土进行了大尺寸的室内压缩试验【48】，同时经过现场取样获得原位压缩曲线，经综合对比绘出了垃圾孔隙比与填埋关系曲线图4．2。～＼‘＼＼●＼。＼、＼0102030405060深度／m图4．2垃圾土孔隙比与埋深关系曲线4．2．1．6垃圾体的沉降机理垃圾的主要压缩机理有【52】：①物理沉降：②错动；③物理化学变化；④生化分解。其中有机物降解是影响长期沉降，即次固结沉降的主要因素。垃圾土的沉降可分为三个阶段：(1)初始压缩沉降(初压缩)阶段，主要发生在填埋期。瞬时压缩沉降是在外加荷载作用下引起的填埋体的剪切压缩变形，它是瞬间完成的，当施工期完成后，一般也认为瞬时沉降也已经完成。瞬时沉降的压缩机理与土相似。(2)主固结(主压缩)沉降阶段，其始于施工期开始，荷载稳定后还将持续一段时间，随着孔隙水压力的消散而增长。主固结的过程取决于孔隙水和气向外排出的速率。(3)次压缩沉降(长期沉降)阶段，包括物理蠕变和生化降解。物理蠕．554王3复2L1仉∞丑堑罱 西南交通大学硕士研究生学位论文第41页变的值通常比主固结沉降值小很多。它可持续多年，沉降量可达填埋垃圾±高度的25％【531。长期沉降主要是由填埋垃圾土中的有机物发生生物和化学陴解而产生的。有机质含量较高的废弃物中的有机物发生生化降解是导致固化废弃物体积减少、沉降增加的主要原因。4．2-2降解对渗滤液流体的影响4．2．2．1渗滤液主要污染物指标实验结果讨论1、垃圾柱渗滤液COD浓度变化趋势及分析图4．3表示的是模拟实验垃圾柱COD浓度随时间的变化趋势。降解初期，柱内垃圾有机物含量高，除少部分被硫酸盐和硝酸盐还原消耗掉少量的有机物外，大部分产物都积累在渗滤液中。因此渗滤液的COD浓度逐渐上升至较高水平，并呈波浪状波动，最高可达81301mg／L。COD浓度在填装195d后呈现较好的下降规律，对比图4．3中COD浓度随垃圾稳定化过程中各阶段的变化规律，柱内垃圾在填装195d后开始进入产甲烷阶段。在此阶段，产甲烷菌逐步繁殖，其将上一阶段的产物H2、C02、甲酸、乙酸、甲醇、甲胺等转化为甲烷和C02等气体，从填埋层中释放出来。正是由于构成COD的有机碳物质多以C02和CH4的形式逸出，才使渗滤液中的COD开始逐步降低。’d∞量、-一越崇oU97111126139153167181195209223237251265279时间／d’图4．3渗滤液COD浓度变化趋势2、垃圾柱渗滤液pH值变化趋势及分析000000000000000000∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞ 西南交通大学硕士研究生学位论文第42页图4-4为模拟实验垃圾柱pH值随时间的变化趋势。渗滤液产生初期，pH值接近于中性。由于垃圾装填夹带一定量的空气于垃圾空隙之中，有机物在有氧环境下分解产生二氧化碳气体，放出热量，使垃圾体温度升高。部分含硫物质和含氮物质被分解为S042"和N03’。产生的部分C02溶于水后形成弱酸，致使pH值接近中性但呈现弱酸性。垃圾填装后第160d'---188d，渗滤液的pH值再次下降，直至最低值。此阶段，由于垃圾填埋层中的分子氧逐渐被消耗完毕，填埋场逐渐由好氧环境过渡到缺氧及厌氧环境。兼氧和厌氧微生物(产酸菌)利用前一阶段生成的硫酸根和硝酸根作为氧源(其分别被还原为N2和H2S)，将纤维素等易腐物水解和发酵为简单的可溶性有机物及小分子有机酸，如乙酸、丙酸、丁酸等。于是随着渗滤液中酸性物质的增多，渗滤液的pH值开始下降至最低值。第188d之后，柱内垃圾开始向甲烷发酵阶段过渡。产甲烷菌开始逐步繁殖，其将上一阶段产生的大量有机酸发酵为甲烷，从填埋层释放出来。随着渗滤液中有机酸被逐步消耗，渗滤液pH值逐渐上升至接近中性，而后在7．02～7．88范围内波动。87．757．57．257j衄盖6．756．56．2565．755．597111125139153167181195209223237251265279时间／d图4-4渗滤液pH值变化趋势3、垃圾柱渗滤液氨氮浓度变化趋势及分析‘图4．5为模拟实验垃圾柱渗滤液氨氮浓度随时间的变化趋势。实验启动后，渗滤液氨氮浓度逐渐升高。在垃圾填装后第153d左右达到最大值，为2903．5mg／L，此后出现一个短暂的下降期，这是由于垃圾体中空气的消耗，垃圾正在从好氧状态向兼氧和厌氧状态转化，氧化性脱氨逐渐减少而非氧化 西南交通大学硕士研究生学位论文第43页性脱氨反应增强，氨氮产量有所降低。之后又迅速进入缓慢的升高阶段，当在填装后237d渗滤液氨氮浓度又出现一个极大值，达到了2382．8mg／L。o＼∞3倒最腻掘4800440040003600320028002400200016001200800了，1IlIZb139153lb，18119520922323’7Z5l265279时间／d图4-5渗滤液氨氮浓度变化趋势4、垃圾柱渗滤液VIA浓度变化趋势及分析图4-6为模拟实验垃圾柱VFA浓度的变化趋势。渗滤液中的VFA于垃圾填装后125d到达最大值，为8900mg／L，随后由于产甲烷活动的开始，渗滤液中的VFA被产甲烷菌持续利用，因此垃圾柱VFA浓度均呈下降态势。97iiI125139153167181195209223时间／d’图4-6渗滤液VIA浓度变化趋势4．2．2．2渗滤液的粘滞系数00000000000000000000000000000000000000505050505050505059887766554433221l—rl＼∞暑一埘文芸棒《k> 西南交通大学硕士研究生学位论文第44页粘滞性是流体阻止任何变形的性质。它是流体内部的各流层分子群的定向运动速度差异而产生的内摩擦力或粘滞力所引起的。垃圾渗滤液的粘滞性随压强、温度和溶质浓度而变化。渗滤液中的有机物含量差异较大(CODc，浓度1000．70000mg／L[54】)会造成渗滤液粘度也相应发生改变。浓度变化所造成的粘度改变，可能会使渗滤液的流动情况的较大差异。同时垃圾体内的温度会随着降解而改变，所以讨论有机质浓度和温度条件下粘滞系数对水分运移的影响是必要的。同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室的瞿贤、何品晶【55】使用旋转粘度计测试了CODc，浓度为1000～75000mg／L、温度在5～70℃范围内的渗滤液粘度。实验结果表明：相同温度下渗滤液的粘度值与CODcr浓度呈线性关系。随着温度的升高，渗滤液的粘度减小。温度较低时，粘度值随温度下降的趋势较大。温度较高时，这种趋势变缓。随着温度的升高，温度对粘度的影响减小。不同温度下粘度与浓度的拟合曲线如表4．4所示；不同浓度渗滤液中溶质性质的差异是造成渗滤液比浓粘度差异的原因；在实际填埋场中渗滤液的粘度值约为O．5～1．5mPa．S，粘度值的波动会导致渗透系数变化约3倍。而现有的填埋场的实测资料表明，渗透系数值的变化范围在1×10之～1×104cm／s之间【56J。表44不同温度下粘度与浓度的拟合曲线4．2．2．3渗滤液密度的变化 西南交通大学硕士研究生学位论文第45页随着渗滤液溶质的成分和浓度变化，渗滤液的密度也随之变化，如图4．7。表明：在垃圾降解初期，渗滤液密度出现相对较大的波动，这是主要是由于开始阶段垃圾体中的高溶解度盐类和其他无机盐类的先后溶出引起的。垃圾填装132d后渗滤液密度的变化趋势基本与COD浓度变化趋势一致。总体来说，随着时间推移，渗滤液密度波动范围不大，基本在1．0123～1．03159／mL之间，对渗透系数的影响不大。1．0361．032乓1·028bo蔫L0241．021．0161．012181．195209223237251265279时间／d图4．7渗滤液密度变化趋势4．3温度对渗透系数的影响90000800007000060000，’＼bo500003型40000妊o3000082000010000O温度对渗透性的影响是研究温度对渗滤液运移机理及建立温度影响条件下渗透率表达式必不可少的。目前的研究大多都忽略了温度对渗流介质特性(渗透率)的影响，认为温度对渗流(渗滤液运移)的影响只体现在渗滤液本身特性上(粘滞性)随温度的变化。在固定应力条件下，张广洋等【57】对煤的渗透性能的研究和程瑞端等【59】的温度对煤样渗透系数影响的试验研究表明：渗透率随温度的升高而呈负指数规律降低并认为其机理在于温度升高引起的煤体骨架的热膨胀及瓦斯气体的粘度升高。当温度从25℃上升到60℃时，其渗透率减小了43．1嘣，刀；在围压一定的情况下，煤样渗透率随温度的升高而呈幂函数规律增大，当温度从20℃上升到50℃时，其渗透率增加了 西南交通大学硕士研究生学位论文第46页26．8％[58】。从以上试验可以看出，较大的温度变化对介质(垃圾体)的渗透率有较大的影响。4．3．1渗透系数渗透系数是表示流体通过固体骨架难易程度的物理量，因此垃圾填埋体的渗透系数即为垃圾渗滤液通过垃圾填埋体骨架的难易程度，它与固体骨架和流体两方面的特性都有关系：与流体方面相关的特性有密度P与粘滞性口(或取运动粘滞性系数7的联合形式)；与固体骨架有关的特性主要有垃圾颗粒(或孔隙)的级配与颗粒(或孔隙)形状、弯曲程度、比表面与孔隙度。渗透系数可以表示为(Nutting，1930)[59】：K=kpg／∥=kg／v(4—19)式中：k一孔隙介质的渗透率或内在渗透率(三2)，它只和固体骨架的特性有关。●如果固体介质是各向同性介质，K就是一个标量，如果固体介质是各向异性介质，K就是一个张量。在三维空间与二维空间中它可以表示为：＼K。EKl：l‘K弦【-疋KqK盯K秽rK。【K】一I，卜声(4-20)钱学德【6UJ曾使用美国密歇根州一个运行中的填埋场三年现场实测资料，推算出主要渗滤液收集系统中降水量和渗滤液产出体积之间随时间的变化关系，垃圾土的渗透系数可由渗流移动时间，水力梯度及垃圾土层厚度求出，其值约为9．2x10‘4～1．1×10一cm／s。浙江大学对杭州天子岭垃圾填埋场不同深度和不同填埋时间的填埋体进行了大量的水力渗透试验，发现垃圾土的渗透系数虽然变化范围较大，但基本上在2×10‘4～4X10弓cm／s范围之间。总的规律是随着填埋深度和时间的增大，垃圾土变得致密，渗透系数逐渐减小。经比较发现，其数值与国外填埋场垃圾土的渗透系数值基本一致。其他文献中以不同方法确定的垃圾体水力参数总结如表4．6所示。从表中资料可以看出，填埋场垃圾土的渗透系数的数量级一般为100～104。 西南交通大学硕士研究生学位论文第47页4．3．2渗透系数理论模型4．3．2．1Kozeny．Carman模型．Kozeny．Carman方法常称为“水力半径原理”，类似毛细管模型。根据Kozeny—Carman理论(Carman，1937；Kozeny，1972)，可得所有毛细管模型的基本形式为[61】：七=—』堕j(4-21)16mo(t／K)2、7式中：珂为孔隙度；为巩“水力直径’’；研。为形状系数，m。=2～3；丘为有效孔隙通道长度：L为宏观流动方向的毛细管长度。(t／z)2常称为水力弯曲系数或迂曲度因子；％(乞IL)2是孔隙几何形状的函数。“水力直径”可表示为DH=—三L(4．22)“帜(1一刀)式中：M。为垃圾体骨架的比表面积。由4．21和4．22可得Kozeny．Carman渗透系数方程的一般形式为： 西南交通大学硕士研究生学位论文第48页(4．23)式中Co"-mo(t／L)2即是所谓的Kozeny常数，Co=5。t和L的关系如图4-8Q—◆图4-8L。和￡的关系(据Dullien，1995)4．3．2．2渗透系数理论模型在假设垃圾固体骨架的体积和比表面积的变化仅由温度的变化引起，并忽略比表面积的变化，由Kozeny．Carman渗透率方程可得到渗透系数动态变化的理论计算模型【62】：土：上【1+鱼一．3fl,(T-To)(1-no)]3(4-24)‰l+‘。no‰式中：‰为初始状态(玩，ro)下固体骨架的渗透系数；k为当前状态(瓯，T)下介质的渗透系数；，zo为初始状态下介质的孔隙度；屈为固体骨架的热膨胀系数；勺为固体骨架的体积应变。式4．24说明一般情况下，垃圾固体骨架的渗透率是温度和变形的函数[621。4．3．3温度对渗透系数的影响机理探讨研究[63。641表明，在稳定渗流情况下，渗滤液和垃圾体温度、温度梯度是影响渗透系数的主要因素。渗滤液和垃圾体温度从一个稳定状态变化到另外一个稳定状态时，温度保持一致。渗滤液本身的温度使得渗滤液的粘滞系数 西南交通大学硕士研究生学位论文第49页改变从而造成垃圾体的渗透系数改变，而垃圾体温度的变化改变了垃圾体的孔隙率从而造成垃圾体渗透系数变化。而温度梯度则是改变了渗滤液运动的动力因素，造成了垃圾体的渗透系数改变。4．3．3．1渗滤液温度和垃圾体温度对垃圾体渗透性能的影响渗滤液温度和垃圾体温度对于垃圾体渗透系数的影响主要在于改变了渗滤液的运动粘滞系数和垃圾体的孔隙率。徐增辉【叫等人关于温度对渗透系数影响的研究表明，当渗滤液的温度升高，则渗滤液的运动粘滞系数减小，同时在稳定渗流条件下垃圾体温度升高，垃圾孔隙率加大，垃圾体的渗透系数就会增大；反之，渗滤液温度降低则渗滤液运动粘滞系数增大，稳定渗流条件下垃圾体温度降低，垃圾体孔隙率下降，垃圾体渗透系数就会随之减小。因此在渗透系数比较小的情况下，即渗滤液温度对于垃圾体的渗透系数的改变主要原因是渗滤液温度和垃圾体温度导致渗滤液的运动粘滞系数改变，用下式表示：．毛=Xo+口。(五一瓦)(4·25)式4．25可变为：kl-．ko(1-+。南]!=ko(1+口。何喝”(4-26)式中I,o和畸分别为渗滤液温度ro和垃圾体温度互的渗透系数；a。为常数，可以通过试验求得。徐增辉[64】等人的研究表明，用式4．25和4．26通过试验进行拟合发现拟合值和实测值温和的相当好。4．3．3．2温度梯度对垃圾体渗透性能的影响温度渗流条件下温度梯度对于垃圾体渗透系数的影响主要可分为垂直方向的温度梯度对于渗流(渗滤液运移)的影响和顺水流方向的温度梯度对于渗流的影响这两个方面。4．3．3．2．1垂直方向温度梯度垃圾体渗透系数的影响改变上下两面的温度即改变垂直于渗流方向温度梯度，上表面升高的同时下表面降低相同的温度，即保持垃圾体中心温度不变的情况下改变垂直向温度差，使之形成垂直于水流方向的温度梯度，其他条件都控制不变，通过 西南交通大学硕士研究生学位论文第50页稳定渗流下的渗透系数的变化，就可以得到垂直温度梯度对垃圾体渗透系数的影响。徐增辉惮1等人的研究表明，在考虑温度对渗流的影响时可不考虑垂直水流方向温度梯度对垃圾体渗透系数的影响。图4．9为温度梯度对渗透系数的影响。从图4-9可以看到改变垂直渗流方向温度梯度对垃圾体渗透系数影响很小或者说基本上没有影响。一4艟：_3薯o’2oxlkO2040．．△k叠，℃图4-9垂直渗流方向温度梯度对垃圾体渗透系数的影响[62】4．3．3．2．2顺渗流方向温度梯度对垃圾体渗透系数的影响在稳定渗流条件下，改变顺渗流方的温度梯度，就可以得到顺渗流方向温度梯度对垃圾体渗透系数的影响。研究表明，垃圾体的渗透系数顺渗流方向负温度梯度成正比关系：‘·丛=一c些(4．27)出式中：a丁／孤为温度梯度：c为常数(可从试验中获得)；必为渗透系数变化差值。也可以表示成：毛=一c譬+‰(4．28)a冤由于垂直方向的温度梯度对于渗流基本上没有影响，因此，下面所说的温度梯度对渗流的影响指温度梯度方向与渗透水流方向相同的情况，即顺渗．流方向温度梯度。4．3．3．3温度对垃圾体渗透系数的影响方程综合渗滤液温度、垃圾体温度和温度梯度这3个方面的影响，即考虑渗滤液的粘滞系数、垃圾体的孔隙变化和温度动力影响，可以得到稳定渗流条件下温度对垃圾体渗透系数的影响方程。 西南交通大学硕士研究生学位论文第51页由(4-27)，(4-28)得：)丁、毛--．一c兰}+ko(1+a(T一瓦))(4·29)a石式中：‰和毛分别为稳定渗流条件下初始和温度作用下的垃圾体渗透系数；瓦、T分别为渗滤液温度和垃圾体的温度和对应于渗透系数毛、ko时的渗滤液温度和垃圾体温度。徐增辉【64】等人的研究表明，多因素渗流与温度耦合模型是正确的。误差在可接受范围内，实测值和理论拟合值的变化趋势也是相同的。从上述分析可以看出，温度对垃圾体的渗透系数影响的主要因素是渗滤液和垃圾体温度、温度梯度和温度应力。渗滤液温度改变渗滤液的粘滞系数、垃圾体温度改变垃圾体的孔隙率、温度梯度改变渗滤液运动的动力因素来影响垃圾体的渗透系数。垃圾体的渗透系数随着渗滤液温度和垃圾体温度的升高而增大。4．4本章小结(1)借鉴化学反应热力学的相关理论，分析了温度对生活垃圾厌氧降解反应方程平衡常数的影响(产甲烷阶段)。结果表明，平衡常数随着温度的升高而增大。(2)垃圾中有机物降解导致垃圾固体组分减少，产生新的孔隙，同时在外荷载作用下，孔隙又被压缩，使垃圾土产生沉降，这是填埋场长期沉降的主要原因。(3)通过理论分析和实验研究两方面，对垃圾降解过程中渗滤液组分和浓度的变化进行了分析。实验的监测指标有COD、氨氮、pH值和VIA，通过这四个指标的分析，可以基本判断模拟实验柱内垃圾大约在填装195d后开始进入产甲烷阶段。(4)在稳定渗流情况下，渗滤液和垃圾体温度、温度梯度是影响渗透系数的主要因素。．(5)在综合渗滤液温度、垃圾体温度和温度梯度这3个方面的影响，即考虑渗滤液的粘滞系数、垃圾体的孔隙变化和温度动力影响，得到稳定渗流37r’条件下温度对垃圾体渗透系数的影响方程为向=一c等+ko(1+a(T一瓦))。 西南交通大学硕士研究生学位论文第52页第5章垃圾填埋场渗滤液运移模型研究垃圾填埋体是非均质各向异性介质，所以填埋场中的渗滤液运移实际上是一个三维空间上的问题。但填埋场内绝大部分垃圾土都处于非饱和状态，而在非饱和带，在重力作用下垂直下移是水分运移的主要运动方向，基于以渗滤液产量和水质预测为主的目的，作为对温度条件下垃圾渗滤液运移问题的初步研究，本章只以一维饱和非饱和水分运移和污染物运移模型为例，在分析水分及污染物运动参量关系的基础上，建立数学模型，并运用有限差分法对填埋场水分和污染物运移模型进行数值模拟。对于渗滤液运移的二维或三维问题，可以在假定固体骨架孔隙度和垂向饱和渗透系数随时间变化的原理相同，其它维数上饱和渗透系数随时间不变的基础上进行扩展。．生活垃圾有机组分降解对渗滤液水分运移的影响，主要反映在固体骨架变化和渗滤液密度、粘度等物理性质变化这两个方面。不同浓度渗滤液中溶质性质的差异是造成渗滤液粘度差异的原因，研究填埋场水分运移时，可以不考虑粘度对渗滤液流动的影响【551。由于垃圾渗滤液物理性质的改变远小于垃圾固体骨架的改变，本节对垃圾水分运移水力参数在时间上的变化忽略流体物理性质变化的影响，主要考虑垃圾降解对固体介质孔隙度和温度渗透率的影响作用。溶质运移的计算需要耦合水分运动和溶质运移这两个过程，联解两个过程的基本微分方程。这种联立求解是极其复杂和困难的。由于大多数情况下，垃圾土中的水分运动不受溶质运移过程的影响，可以认为垃圾土中的水分运动和其中溶质浓度的大小无关。因而，可先独立求解水分运动方程，在此基础上，根据求解所得的水分通量和含水量来求解溶质运移方程，从而得到溶质的浓度分布。5．1温度条件下垃圾填埋场渗滤液运移一维模型5．1．1方程假设(1)忽略气相的作用。在垃圾降解的过程中，往往伴随着气体的产生，严格的讲，填埋场渗滤液运移是填埋场中水、气多相流动的一部分，两者之间有一定的影响。由于气体的运移速度要比水的运移速度快的多，假定填埋 西南交通大学硕士研究生学位论文第53页气体产生后即刻释放，近似的把渗滤液运移看成是单相流问题。(2)垃圾骨架服从Gibson和Lo压缩流变模型【65】；填埋场中垃圾堆填是一个分级堆填的过程，本章假定骨架变形符合Gibson和Lo压缩流变模型，并且假定模型参数a、b、∥均为常量，以使数值计算简化。(3)垃圾颗粒本身不可压缩，但可降解。(4)渗滤液溶质的运移问题中忽略吸附作用，假定填埋体中渗滤液有机溶质运移主要受对流一弥散作用、固相降解溶出、液相中污染物生化降解这三方面的影响。并假定有机物从固相溶出符合伪一级反应动力学，液相中可生化降解的有机物符合一级反应动力学。COD质量浓度是渗滤液中有机物含量的重要度量标准，因此本节选取COD为液相中典型的可生化降解有机污染物，建立相应数学模型。(5)本章只研究一维问题，假定流体流出和垃圾压缩只沿竖向发生，渗流服从Darcy定律。．(6)固体骨架流动速率远小于液体的流动速率，忽略介质迁移速率的影响。(7)温度的影响主要考虑对垃圾体降解的影响，即对固体骨架的影响。(8)研究水分运移时不考虑粘度对渗滤液流动的影响。5．1．2基本方程5．1．2．1骨架压缩模型城市生活垃圾的压缩机理复杂，垃圾的压缩变形计算公式要能体现垃圾的压缩机理。作为对降解影响下垃圾填埋场渗滤液运移的初步研究，本章将Gibson和Lo压缩流变模型作为MSW的压缩计算模型，并且忽略应力途径和降解程度对MSW变形的影响，假定模型参数a、b、夕均为常量，以简化计算。Edileta1．(1990)提出用Gibson和Lo流变模型(1961)计算填埋场沉降，应变与时间的关系式如下[65,66】：，2、￡(f)=△升口+6(1一e‘一J1)]=Acr'a+Acr'b[1一P一厨】(5．1)式中：g一为应变(L／L)；△仃一上部垃圾荷重产生的压应力(MLJT之)，△∥=Ao-一P，P为垃圾体中孔隙液体绝对压力(ML。r2)： 西南交通大学硕士研究生学位论文第54页口一主压缩计算参数(LT2／M)；6一降解和蠕变引起的压缩计算参数(LT2／M)；∥一降解压缩速率系数(r1)；．f一加荷开始的时间(T)。5．1．2．2孔隙率变化方程。与一般土不同，垃圾孔隙比变化由应力压缩和降解两种作用引起。前者的作用是使孔隙比减小，后者的作用是使孔隙比增大。假定降解前后固体颗粒密度肛(ML。3)保持不变，应变与孔隙关系可表示为【67】：司得：．j卜驴掣铲¨㈤3，【C(f)=Fo(1-e-k：)式中：只(f)一单位体积固体在t时刻已降解质量(ML‘3)，一般认为Fs(t)符合指数衰减规律[68,44]；：Fo一单位体积垃圾最终可降解质量(ML。3)；恕一固体颗粒降解系数；唬一初始孔隙率；织一垃圾固相密度(ML’3)；甙f)一孔隙比随时间的函数；‰一初始孔隙比。将式(5．1)代入式(5-3)，求得孔隙率对时间一阶偏导：警_，(p力害-g(∥)‘(5-4)其中：l(p,t)=(1一死)(1一只(f)／展){口+b[1一P‘弓’7]){1一△o，徊+优1一P‘弓)‘])}-2g(p，f)：{堕尘g,e“{1一Act'{口+b[1-e—b’。]))+ 西南交通大学硕士研究生学位论文第55页(1-唬)(1一只(f)／肛)△砷季P‘{"){1-Ao"{a+b[1-ef2bp]})五5．1．2．3饱和渗透系数变化方程饱和渗透系数晒随着孔隙比的增大而减小，本文假定渗透系数的对数与孔隙比e成线性关系：lgKs=Ae+B(5—5)式中：彳，哥一常系数(ML’1)。5．1．2．4水分运移方程一维的连续性方程可表示为：磐掣=一掣+∽(5-6)式中：凡一液体的窜度(ML。)；乱一饱和度；g一单位流量(LTl)：吼(矿一源汇项(ML。T。1)；妒一孔隙度，随时间和温度而改变。假定渗滤液的密度为常量，可溶性固体物质对密度的影响忽略不计，则式(5-6)可写成：．掣：一掣+∽(5-7)其中，g二(f)=qw(f)／风，(r1)。多孔介质中，流体的一维饱和一非饱和运动方程式如下tP篙掣c掣州一碱力哆掣州㈣8，式中：尼(f)一饱和状态下的渗透率(L2)，随时间改变；屯一液体的相对渗透率，随饱和度改变；工卜液体粘滞系数(ML。1T．1)；厂一渗滤液的重度(ML。2T。2)，，．=P．g；K(Sw,t)一渗透系数(MT。1)，K(乱，f)=掣，．。 西南交通大学硕士研究生学位论文第56页5．1．2．5溶质运移源汇项本文只建立有机物COD的溶质运移模型，其他有机物及无机物运移模型类似。并对垃圾体中可溶性污染物溶解速率用伪一阶溶解公式表示，假定液相中可生化降解的有机污染物的降解符合一级反应动力学。5．1．2．6污染物运移方程非饱和土溶质运移对流弥散的基本方程为：挈=云【剀争bc一挈+Q(5-9)式中：r溶质的浓度(ML。3)；p一体积含水率；D一分水动力弥散系数(L2T。1)；Q一源汇项(ML‘3T以)，其他符号同上。5．1．2．7有机物的溶出方程填埋垃圾中可溶性有机物质的溶出十分复杂，与固体垃圾和渗滤液中有机质的成分和含量、垃圾体水分含量、微生物的种类和数量都有密切关系。常见的固相垃圾有机物溶出方程有以下几种：①一级动力学模型【4041·69】：半=一x,s(5．10)dt式中，S一单位体积垃圾体的污染物质量；K一溶出速率；C懈一渗滤液中污染物的最大浓度。②伪一阶溶解公式[41】：idS=《)_疋(‰叫口(5-⋯式中，S，氐一分别为单位体积垃圾体中该时刻及初始的污染物质量；砭，，，zl一分别为溶出速率(r1)和溶出系数；’c傩一渗滤液中污染物的最大浓度；p一单元体内含水量。③考虑微生物作用的固相有机物溶出方程[70】： 西南交通大学硕士研究生学位论文第57页鲁一白w‰叫汐一竽护(5-12)式中，石一单位体积细菌数量(ML。3)；，，zl一无量纲常数；卜可容有机物产生系数；∥一微生物生长速度(T‘1)；其他符号同上。5．1．2．8渗滤液生物降解方程渗滤液中有机物的生物降解会导致它们在渗滤液中的浓度不断降低，应当进行考虑。根据好氧或厌氧条件下微生物的作用规律，垃圾渗滤液的降解均符合一级反应动力学过程[41。421：R=皇监=一K。M(5．13)‘dl式中：R一液相中可生化降解的COD的降解速率(ML刁TJ)i疋一液相中可生化降解的COD的速率常数(T以)；旭一液相中可生化降解的COD质量(ML刁)。5．1．3水分运移控制方程将式(5．3)、(5-4)、(5．5)、(5．8)代入式(5-7)，则水流连续性方程可改写为：咿)要=委[墨掣悯"1-+∽一s．ct(P,t)警_g(例(5-14)dfdzrdZdt式(5．14)即为填埋场水分运移一维控制方程。假定填埋场初始饱和度为‰，初始孔隙度为庇，初始孔隙流体压力为昂(ML。1T‘2)，上边界为以降雨入渗强度为I(t)(L／T)为控制条件，下边界为自由边界。则定解条件为：t=0时，乱=S．o，矽=晚，P=昂(5-15)t>0时，z=日，一K(三娑+1)=一m)，dZ(5．16)z=o，KO、P．=O，．OZ由于模拟实验垃圾柱下边界为水头边界，即需将下边界条件改为： 西南交通大学硕士研究生学位论文第58页P=￡，式中：乞一标准大气压(MLJT。2)5．1．4溶质运移控制方程z=0，t>0(5．17)考虑垃圾固相溶出及液相中有机物的生化降解，将式(5．11)、(5．13)代入式(5-9)，得到可降解有机溶质运移的一维控制方程：挈=未啪争挈+◇毛(c衄-c)岵c口㈣㈦式中：毛、恕一分别为溶出速率和液相可降解有机物降解速率。假定填埋场渗滤液初始浓度为CO，单位体积垃圾体中初始的污染物质量为最，则初始条件为：c(z，0)=Co(Z)，S(z，0)=So(z)，t=0(5-19)上、下边界的溶质通量都可用第三类边界条件描述：)，'一伊D半+gc=-qlq，z=o或z=H(5．20)式中：91一流入通量(LT以)；cT一进入填埋场的溶液的浓度(ML弓)。若非回灌型填埋场，或者在边界不透水的或水直接排出土体的情况下，式(5．21)就变成第二类边界条件：019兰=0，z=0或z=H(5．21)Glz对于模拟实验垃圾柱，渗滤液溶质运移的边界条件为：t>0时，5．2模型数值求解5．2．1水分运移数学模型数值解5．2．1．1水分运动方程的离散水分运移控制方程无法用解析法求解，只能用数值法，本文采用有限差0∞．“，IJI．沈一七业玉r眺。吣钇∥ 西南交通大学硕士研究生学位论文第59页分法【71,72]求解。为分析方便，建立互相正交的z，t坐标系，如图5．1。沿z方向将填埋高度分为Ⅳ-1个单元，空间结点编号为以产1，2，⋯，Ⅳ，步长为缸，&，，⋯，△z川将时间坐标也离散化，步长为址，时间结点编号为_『，户1，2，⋯。将水分运移方程(5．14)移项整理得到下式：妒孥+sd(P。力警：要芦掣悯4-+∽+&g(尸力(5-23)．，+1●j32j。AT●L12f-lff+lⅣ一1ⅣZ———牛——1∈_—_+——一AZ卜l△Zi图5-1一维流动问题的差分网格示意图对填埋体内水分运动方程(5．23)采用隐式差分格式，并运用改进型Picard迭代方法[731，即Celia等人[74】提出的保证水量平衡的方法，该方法用截去高阶的Taylor展开式表示∥+1’七点对应的．翳1’斛1(尸)：站枷+I=sg枷+参P”。pj+1．m+l--矿一(5-24)其中：参P4=≯埘式中：G是空间节点i的比容水度(L’1)。则(5-23)可表示成：衫．午(Tj+l,m苄j+l,m+!j+l,m+等≯心∥竽≯=吉喘多华一叫KiJ刈+l,：m竿，吾+ 趔KiJ+斧l,mr4-j+hm十g∽十蹈彰(5彩)其中：血黑，弘I一，，&；妇i稍一zi_1)／2&i嚣zin—zl&i遗=zi-5-1当在空间进行差分展开时，非节点处土壤导水率的确定方法也不尽相同，目前常用的主要有算数平均法、几何平均法、鼬rchhofr变换法，它们的表达式分别如下【73】：Ki+112"-学Ki+I，2=(K％)静2(5。26)‰=P器兹本文采用第一种格式：喇字=苄KiJ+l,mj+l,m喇彳=华式中，上标m，m+l为迭代次数。式(5-25)整理得到：‘岛．1霉S‘水q+《霉p1’辫+1÷鬈霉掣朋雌=Z(5-27)聃例坐rat+警+壶rAzAz瑞+壶础?(5_28，“缸；件“2尸&垃。，一‘一l／2～一7哆=一面1硝譬．(5-29)z=了r"i∥"CY+l'm--i百eiJ+l"m一∥等≯+跖∥望At+牮嘲∽+&彰㈤3。)将式(5-27)整理为矩阵方程：瞰】川一{斜川'洲={‘)(5。31)苴毒． 西南交通大学硕士研究生学位论文第61页_—————_——_——_————_——●——l—-_————-————_——_——————一[M。】_(5-32)系数矩阵[眠]为对称三对角阵，对角线下方的值等于对角线上方的值。其中，d1、e1、五、eN-l、dN、A根据边界条件确定。5．2．1．2边界条件的处理1、第一类边界条件，下或上边界为第一类边界条件时，即：P(z，f)=名(f)，z=o或z=H，f>0则有：f4=1f办=1{el=0或{％一l=o(5·33)【彳=乓【^=乓2、上或下边界为第二类边界条件(Neumann边界)，即：一K(二l_ap+1)：g二(f)，z：o或z=日下边界为第二类边界条件时，将边界条件离散化，即：g'．-oj+l=一Kj+l'm-zt-Kj+l'm(．r1&j+l,m+l北-，plJ+l,m+i-+1)(5—34)则4、el、Z分别为：匾=警．(5-35)q=警，(5-36)z=型掣+g嚣-(5-37)oo．．．o钆九：．‰‰‰：．‰≯．知O00．岛．．0吃以．．巳如乞．．-t1，1D0 西南交通大学硕士研究生学位论文第62页上边界为第二类边界条件时，可对达西定律进行类似的离散。但当土表边界通量随时间剧烈变化时，数值解不稳定，为确保数值解稳定且水量平衡，引入平衡方程：了ao=一妻+。(5．38)q538i=一芒十。L。对式(5．38)进行离散化，得到：缘华+蹁聒等≯=一q．Ⅳ一，：达西定律的离散形式为：警圯之+蹦(5-39)、％j+l,m：=一型等监(三笙#；1)(5-40)二I出N一1则知-I、九、厶分别为：‘“=以音CNJ+I．m+警+詈sJlj(5．41)。。eN-i=一警(5-42)：厶亍缘等矿一鲁(驴一蹁)一半KJ+I棚．ryj+l,m一筹圯∽s⋯wNjlJP石j+蹁g二(5-43)其中：办是土表边界通量(已知)。5．2．1．3数值方法I、迭代过程由于式(5．31)的非线性特性，每一时间段内迭代过程必须解出全部矩阵方程的解。每一次迭代中首先从式(5-31)推出线性化代数方程系，并结合边界条件，用高斯消元法求解。高斯消元过程利用了式(5-31)中系数矩阵的三股对角线和对称性质。第一次求解式(5-31)后，利用第一次的解重新估计式(5-31)的系数，然后求解新的方程。迭代过程一直进行下去，直到得到令人满意的收敛结果，也就是直到饱和(或)非饱和区所有的节在连续的两次迭代中压力(或饱和度)的变化量的绝对值小于一个事先给定的足够小的值。每个时间步未知水头的第一次(第0次迭代)估计值用外推法从 西南交通大学硕士研究生学位论文第63页前两个时间步的值求出。2、时间控制时间离散有三种不同的方法：．①与数值解相联系的时间离散；②与边界条件的实现相联系的时闻离散；③提供模拟结果输擞的时间离散。7方法②、③互相独立，通常涉及可变的时间步长。离散方法①以起始时闻增量＆开始。每一时段时闻增量按照下面静规则自动调节175,76]：a．方法①必须考虑离散②、③的结果。b．时间增量既不能小于预设的最小时间步长＆袖，也不能大于最大时闻步长虬(即虬墨At≤虬)。c．在菜一具体时闻循环内，如果要达到收敛的迭代次数≤3，则下一次德环内时间增量增加为&乘以一个大于l的预测常数(通常在1．1～1．5之间)。如果迭代次数≥7，下一循环时间增量址乘以小于1的常数(通常在0．3～0．9之闻)。。d．在某一具体时间循环内，如果任一时间的迭代次数大于预设的最大值<通常在10"--50之闻)，捌终止本次迭代。随后时闻步长重设为At／3，并开始新的迭代过程。3、节通量计算模拟中只有当水流和溶质运移方程同时求解时才计算每一时间水平的达西通量分量。当水流方程单独求解时，仅计算要输出时间的流通量分量。各节点的流通量按下式计算：彰嚣一五端；：P二氢÷+1)绕=竺!：生芏eJ+lj+lj+l二!!兰二竺生望兰竺(蹦4，职=一一二一■生——————_二—竺乩—一(5．44)。＆i^+＆iq／=-瑞e譬+1)一争(弼警峨)r△z。。二越5．2-2溶质运移数学模型数值解’5．2．2．1溶质运移方程的离散本文采用Galerldn有限元法【72】对处在一定初始和边赛条件下筋溶质运移方程进行求解。 西南交通大学硕士研究生学位论文第64页1、空I司离散溶质运移与前述水分运动采用相同的空间离散方式。假定浓度函数c(z，t)可以用试函数c’(z，f)近似表示：Ⅳc，(z，f)=∑％(z)％(f)(5．45)式中，‰是线性基函数，且满足条件‰(乙)=既，既是迪拉克一德耳嗒函数，聊=II时死=l，肌≠以时屯=o；％是描述式(5．18)在有限单元节点处与时间相关的未知系数：Ⅳ是结点总数。线性基函数形式如下：仍=1一孝(5-46)p伤=；其中：善=等互0(5—65)式中：￡一标准大气压(ML‘1T之)5．3．2参数确定应用数学物理方法对土壤溶质运移进行定量模拟时，土壤水分和溶质运移参数是必不可少的资料。模拟中实用的参数主要有三个来源：一是现场实验，二是实验室实验，三是文献调研。其中，基质势、含水率、容水度和非饱和渗透系数之间的关系采用Straub和Lynch等针对填埋场中的垃圾介质而建立的非饱和流理论幂定律方程来确定[8,77】： 西南交通大学硕士研究生学位论文第69页括吃申口即)=K锣(5．66)式中：办一基质势(L)；乃。一饱和基质势(L)；-秒一含水率；统一饱和含水率；口一基质势修正系数；K(8)一渗透系数(LT"1)；K。一饱和渗透系数(LT。1)；∥一渗透系数修正参数。对式(5．66)求偏导数可得容水度：c(办)=善=一晏岛]1／口(5．67．)．a，z“月疗幂定律方程中的参数取值参考Korfiatis等的实验结果，即取基质势修正系数or=4，渗透性修正系数∥=11。通过对垃圾柱沉降量的测定，可计算得到应变E随时间t变化的一组数据，采用式(5．1)拟合￡．t的关系，如图5．2所示。得到的拟合曲线为：．e(t)=O．001Ao"+0．007Act'[1一em嘲7](5．68)O．10．09O．08O．070．06孙050．040．03O．020．0lO0501DU15U2‘J【)250300．时间／d。图5．2占．t关系曲线通过对单位体积有机质含量的测定，可以了解垃圾的降解程度，计算出该时刻的孔隙度。应用一级动力学模型对垃圾有机质降解进行拟合，得到以下关系式： 西南交通大学硕士研究生学位论文第70页M(t)=106．49en彻’(5-69)式中：M(f)一单位体积垃圾中有机质的含量(ML’3)。，^善邑咖{缸《暴忙O50100150200250时间／d图5-3有机质含量随时间变化趋势参数的具体取值见表5．2。表5．2水分运移模型参数5．3．3计算结果与室内实验结果的比较及分析通过对2月25日"-4月30日的渗滤液产量预测，预测结果如图5．4所不。酏加∞踟∞柏加O 西南交通大学硕士研究生学位论文第71页140012001000800600400200030=，5404，50550065时间／d图5_4渗滤液产量计算结果和实验结果比较滤液产生量与灌水量有着密切的关系，填埋场渗滤液的产量主要取决于降雨入渗量。渗滤液产生量总是滞后于水分的输入，主要受水分渗出速率的影响。若填埋场垃圾体和覆土的渗透性能良好，则降水入渗后很快就可成为渗滤液排出，滞后时间短。反之，则渗滤液产生量滞后于降雨量的现象就很明显。在填埋初期，模拟值与实测值有一定偏差。预测结果显示，自实验正式启动的第37d模拟柱底部达到饱和，开始产渗滤液，比实际测得的结果晚6d。这主要由于填埋初期场内垃圾成分非均质性较强、孔隙差异较大，填埋体中可能存在偏向流或管道流。随着垃圾的降解和沉降，填埋场介质逐渐均匀化，干固体密度增加，孔隙体积减小，后期模拟结果与实测值总体拟合效果较好。5．4本章小结(1)忽略气相的作用，考虑了垃圾降解过程中填埋体孔隙度和渗透系数的变化，在此基础上建立了垃圾渗滤液水分及溶质运移的一维模型。模型中采用了Gibson和Lo一维压缩模型，并假定饱和渗透系数的对数和孔隙比成线性关系等。渗滤液溶质运移问题的基本方程建立在对流一弥散方程的基础1Il-蜜钆繁磐骥 西南交通大学硕士研究生学位论文第72页上，并以COD作为有机物含量的度量标准，建立了考虑了固相的溶出和液相生化降解的有机污染物运移方程。(2)运用差分法和．Galerkin有限单元法分别对渗滤液水分、溶质运移问题进行了数值求解。(3)填埋场渗滤液的产量主要取决于降雨入渗量。在填埋初期，模拟值与实测值存在一定偏差，这主要由于填埋初期场内垃圾成分非均质性很强、孔隙差异较大导致的；后期模拟结果与实测值总体拟合效果较好。 西南交通大学硕士研究生学位论文第73页结论二日J，匕通过的研究工作，本文主要得到以下结论：(1)有机物分解后产生的可溶性物质和细小微粒受水分的淋滤作用而溶出，不断改变着渗滤液中溶质的成分和浓度，引起了流体密度、粘滞性的变化。(2)借鉴化学反应热力学的相关理论，分析了温度对生活垃圾厌氧降解反应方程平衡常数的影响(产甲烷阶段)。结果表明，平衡常数随着温度的升高而增大。(3)垃圾中有机物降解导致垃圾固体组分减少，产生新的孔隙，同时在外荷载作用下，孔隙又被压缩，使垃圾土产生沉降，这是填埋场长期沉降的主要原因。．’(4)通过理论分析和实验研究两方面，对垃圾降解过程中渗滤液组分和浓度的变化进行了分析。实验的监测指标有COD、氨氮、pH值和VFA，通过这四个指标的分析，可以基本判断模拟实验柱内垃圾大约在填装195d后开始进入产甲烷阶段。(5)在稳定渗流情况下，渗滤液和垃圾体温度、温度梯度是影响渗透系数的主要因素。(6)在综合渗滤液温度、垃圾体温度和温度梯度这3个方面的影响，即考虑渗滤液的粘滞系数、垃圾体的孔隙变化和温度动力影响，得到稳定渗流a丁条件下温度对垃圾体渗透系数的影响方程为毛=一c杀+ko(1+a'(丁一瓦))。(7)温度条件下垃圾填埋场渗滤液水分及溶质运移的一维模型建立在土壤水分及溶质运移动力学的基础上，并忽略气相的作用，考虑了垃圾降解过程中填埋体孔隙度和渗透系数的变化。模型中采用了Gibson和Lo一维压缩模型等。渗滤液溶质运移问题以COD浓度作为有机物含量的度量标准，建立了考虑了固相的溶出和液相生化降解的有机污染物运移方程。(8)水分运移模型的预测结果显示：填埋场渗滤液的产量主要取决于降雨入渗量；在填埋初期，由于填埋初期场内垃圾成分非均质性较强、孔隙差异较大，易产生偏向流或管道流，模拟值与实测值有一定偏差；填埋后期填埋体介质逐渐均匀化，模拟结果与实测值总体拟合效果较好。 西南交通大学硕士研究生学位论文第74页城市生活垃圾填埋场渗滤液运移问题是一个非常庞大而复杂的课题。因时间和实验条件等因素的限制，本文尚存在不少待完善的问题，如：本文只建立了一维水分及溶质运移模型是在做了很多近似和简化的基础上得到的，如孔隙度和沉降计算，垃圾土体积含水量或饱和度与基质吸力的关系等，这些都有待于今后更进一步的研究和完善：所建模型也只是在模拟实验的基础上进行了验证，还有待于在更大范围内进行检验。’ 西南交通大学硕士研究生学位论文第75页致谢本论文是在导师黄涛教授的严格要求和悉心指导下完成的。无论是在论文的准备、开题还是论文完成的过程中，导师都倾注了大量的心血。在这近三年的研究生学习期间，黄老师以其深厚的学术造诣、严谨的治学态度、对科学事业执著的追求精神和平易近人的处世风格，给予我莫大的教诲和启迪。值此论文完成之际，谨向黄老师三年来对我的关心、帮助和引导致以最衷心的感谢!在实验研究过程中，得到了环境科学与工程学院的其他老师的热心帮助，正是他们细心的指导和宝贵的建议保证了本实验的顺利进行。在此向他们表示深深的谢意。感谢国家自然科学基金委员会对本论文的资助。感谢刘辉、曹江英、张西华、杨辉、王艽等课题组的同学，感谢课题组为本论文的撰写创造的良好学术氛围。肖再亮2008．5．3 西南交通大学硕士研究生学位论文第76页参考文献【1】孟了，’熊向陨，马箭．我国垃圾渗滤液处理现状及存在问题[J】．给水排水，2003，29(10)：26"-30．[2】国家环境保护总局．中国环境状况公报[R】．2005．【3】汪群慧，叶暾曼，谷庆宝．固体废弃物处理与资源化．化学工业出版社，2004【4】陈丹．老港填埋场工艺技术研究与渗滤水模型的建立．同济大学博士学位论文：【5】卢贤飞．城市垃圾卫生填埋场渗滤液的控制和处理[J]．给水排水，1999，25(6)：4—7[6】沈耀良，王宝贞．垃圾填埋场渗滤液的水质特征及其变化规律分析[J]．污染防治技术1999，12(1)：1卜14．[7】赵由才，龙燕，张华．生活垃圾卫生填埋技术[M】．北京：化学工业出版社，2004．[8】沈东升，何若，刘宏远．生活垃圾填埋生物处理技术[M】．北京：化学工业出版社，2003．[9】NannyM．A．，RatasukN．Characterizationandcomparisonofhydrophobicneutralandhydrophobieaciddissolvedorganiccarbonisolated丘omthreemunicipallandfillleachates[J]．WaterRes．，2002，36(6)：1572·1584．[10】沈耀良，王宝贞．垃圾填埋场渗滤液的水质特征及其变化规律分析[J丁．污染防治技术，1999，12(1)：10．13．[11】郑曼英，李丽桃，邢益和等．垃圾渗滤液的污染特性及其控制[J】．环境卫生工程，1997，2：7．11．【12】杨霞，杨朝晖，陈军等．城市生活垃圾填埋场渗滤液处理工艺的研究[J】．环境工程，2000，18(5)：12-14．[13】卢林果．城市生活垃圾填埋场渗滤液预处理研究[D】．长安大学硕士学位论文，2006．【14]蒋海涛、周恭明、高廷耀．城市垃圾填埋场渗滤液的水质特性．环境保护科学，2002，28(3)：11-13；．[15】冯明谦，李强．城市生活垃圾卫生填埋场渗滤液水量水质的确定．西南给排水，2001．[16】蒋建国，梁顺文，陈石，王伟，毕志清，吴学龙．深圳下坪填埋场渗滤液产生量预测研究．新疆环境保护，2002．【17]ChristensenTH，CossuR，StegmannR．LandfillingofWaste：Leachate[C]．ELSEVIERSCIENCEPUBLISHERLTD，1992．【18]SchroederPR，DozierTS，ZappiPA，eta1．．Thehydrologicevaluationoflandfill 西南交通大学硕士研究生学位论文第77页performance(HELP)model：engineeringdocumentationforversion3【R】．NewYoI．k，U．S．：EnvironmentalProtectionAgencyOfficeofResearchandDevelopment，1994．【19]Schroeder-PaulR．Helpprogram[J]．MilitaryEngineer，Aug—Sep，1996，88(579)：2．[20】RezaMKhanbilvardi，ShabbirAhmed，PhillipJGleason．Flowinvestigationforlandfillleachate[J]．JournalofEnvironmentalEngineering，1995，121(1)：45·57．[21]建设部标准定额研究所编．城市生活垃圾处理工程项目建设标准与技术规范宣贯教材[M】．中国计划出版社，2002．【22]SweetHR，FetrowRH．Ground-waterpollutionbywoodwastedisposal[J]．GroundWater，March-April，1975，13(2)：227-231．【23】WilliamAStraub，DanielRLynch．Modelsoflandfillleaching：moistureflowandinorganicstrength[J]．JournalofEnvironmentalEngineering，1982，108(2)：231-250．【24]GeorgePKorfiatis，Alexander℃Demetracopoulos，EdwardGNawy．Moisturetransportinasolidwastecolumn[J]．JournalofEnvironmentalEngineering，1984，11O(4)：780—796．[25】ShabbirAhmed，RezaMKhanbilyardi，JohnFillosetc．．Two-dimensionalleachateestimationthroughlandfills[J]．JournalofHydraulicEngineering，1992，118(2)：306-322．[26]McDougall，J．R，Sarsby,R．W．，Hill，N．J—Numericalinvestigationoflandfillhydraulicsusingvariablysaturatedflowtheory[J]．Geotectmique，1996，46(2)：329．341．[27]PhilipTMcCreanor,DebraRReinhart．HydrodynamicmodelingofleachateRecircula．ting[J]．WaterScienceandTechnology，1996，34(7-8)：463-470．【28】PhilipTMcCreanor,DebraRReinhart．Mathematicalmodelingofleachateroutinginaleachaterecirculatinglandfill[J]．WaterResearch，2000，34(4)：1285-1295．【29】Berglund，Cajsa．Environmentalhydraulicsofsanitarylandfills[J]．JournalofHydraulicResearch／DeRecherchesHydrauliques，1998，36(1)：101—116．[30]Kjeldsen，P’Christensen，T．H．Asimplemodelforthedistributionandfateoforganicchemicalsinalandfill：MOCLA[J]．WasteManagementandResearch，2001，19(3)：201．216．[31]DhoNamYung，KooJaKong，LeeSeungRae．PredictionofleachatelevelinKimpometropolitanlandfillsitebytotalwaterbalance[J]．EnvironmentalMonitoringandAssessment，2002，73(3)：207．219． 西南交通大学硕士研究生学位论文第78页【32】王洪涛，殷勇．渗滤液阐灌条件下生化反应器填埋场水分运移数值模拟【J】．环境科学，2003，24(2)：66—72。[33】建设部．CJJl7．2004生活垃圾卫生填埋技术规范【S】，2004．．【34】Chriszeiss，MarkUguccioni。Modifiedflowparametersforleachatcgeneration[J]。WaterEnvironmentResearch，1997，69(3)：276-285．【35】孙培德，楼菊青．环境系统模型及数值模熬【斓。中豳环境科学出版社，2005．[36】Otatunde0．Olaosun．Modelingleachateproductioninheterogeneousmunicipalsolidwastelandfills[D]．Athesisofgraduatestudies,UniversityofCalgary，April2001．[37]KemperWD，VanschaikJC．Diffusionofsaltinclay-watersystems[J]．SoilSci．Soc．Am．Proc．，1966，30：534-540。【38】李秀兰．山地城市垃圾填埋场渗滤液运移规律研究[D】．重庆大学硕士论文，2005．【39】焦胜，曾光明，王敏等．垃圾填埋场渗滤液有机物质量浓度的预测【J】．中南大学学报，2004，35(2)：206—210．．【40】王敏，李小明，陈昭宜．垃圾填埋渗滤液中COD浓度的预测模型【J】．中国给水排水，2003，19≤8)：63—65．[41】吕英华，胡建东．测土与施肥[M】．北京：中圜农业出版社，2002．【42】贺延龄。废永的获氧生物处理【M】．j艺京：孛运轻工业密版社，1998。【43】国家环境保护总局，《水和废水监测分析方法》编委会编．水和废水监测分析方法(第四版)fM】．托京：中国环境科学出版社，2002．[44】王罗春，赵由才，陆雍森．城市生活垃圾填埋场稳定化影响因素概述[J】。上海环境科学，2000，19(6)：292．295．【45】张蹶华。溢度对填埋有机垃圾厌氧降解影响懿定量研究【D】。谣南交逶大学硕士论文，2007．[46】沈东署，嚣若，剃宏远．生活垃圾填埋生物处理技术瞰】．北京：纯学工业出舨柱，2003．【47】tNoike，QEn面，J．Chang，eta1．．Characteristicsofcarbohydratedegradationandrate—limitingstepinanaerobicdigestion[J]．BiotechnologyandBioengineering，1985，”27：．1482—1489．[48】马文漪．环境微生物工程【M】．南京：南京大学出版社，1998。【49】赵Elj才，黄仁华，赵爱华等．大型填埋场垃圾降解规律研究【刀．环境科学学报，2000，20(6)：736-740。【50】冯广德，俞觊觎．垃圾填埋场内垃圾成分变化的研究．环境卫生工程[J】，2000，8